广西龙州高背景镉地区人群镉暴露途径研究
2024-01-27宋勇进张新英汤治仙陈天来
宋勇进,张新英,汤治仙,陈天来
(1.广西体育高等专科学校,广西 南宁 530002;2.南宁师范大学 a.资源与环境科学学院;b.地理科学与规划学院,广西 南宁 530001)
0 引 言
研究地处于东经106°33′11″,北纬107°12′43″之间,当地以南亚热带季风气候为主,年平均气温22.9℃,年降水量为1150～1450mm,左江及其支流将左江流域中部切割,因此南部为丘陵谷地,北部为岩溶谷地,西北、西南的地势略髙,由东南向西南倾斜,主要矿产有铜、铁、锰、大理石等,其中以大理石藏量较为丰富,该地区因其地理位置特殊的缘故,属于典型镉地球化学异常区。该地区即使没有有色金属的开采、冶炼等环境镉污染行为,其土壤中镉含量也超过国家《土壤环境质量标准》(GB15618-2008),属于土壤镉高背景区。吴玉峰等[1]研究该地区土壤镉平均含量4.08mg/kg,超出国家土壤环境质量二级标准(0.3mg/kg)13.6倍。研究土壤镉高背景区非镉职业暴露人群尿Cd的正常值范围, 为今后各类突发性环境镉污染事件的应急处置与决策提供科学数据。
1 对象与方法
选取研究地4个相互邻近、自然条件、经济发展水平、生活习惯相近乡镇的环境样品和当地长住居民为研究对象,环境样品按照一户一份土壤及蔬菜,人群按照整群随机抽样原则及性别、年龄相对均匀分布的要求,于4个乡镇12个村屯随机抽取调查人群进行调查研究。采样对象要求在村中居5年以上、以食用自产粮食和蔬菜为主、无职业性暴露、年龄在5～80岁的当地居民。同时通过发放之情同意书,问卷调查了解研究对象的基本情况,收集个人背景信息,主要包括:年龄、性别、居住地址,所食用的粮食和蔬菜是否是自己生产,有无疾病,是否吸烟,饮用的水源来自哪里等,并采集他们的晨尿。
1.1 样品的采集与保存
土壤样品采集参照参照《土壤环境监测技术规范》(HJ/T166-2004)采集5个点的0～20 cm表层土壤,混合成样品。样品经风干、研钵、捣碎、混匀。研磨使其过孔径100目筛,贴标签保存于干净干燥玻璃容器中待用分析。蔬菜样品采集参照《环境监测技术规范》,采集蔬菜可食部分,5个分样混合成一个样品。人群样品采集和保存按照《环境重金属污染健康监测技术指南(试行)》(2010)规定进行操作。向同意参与调查的居民发放贴上标签的离心管,并编号,同时收集参与者的背景信息。收集到的尿样立即放入冰箱临时保存,根据卫生部《环境镉污染健康危害区判定标准》(GB/T17221-1998)的尿样保存规定,尿样在低温4℃保存不超过一个星期,-20℃保存不超过一个月。
1.2 前处理及检测方法
土壤样品:称取0.1000g,反王水(HNO3∶HCL=3∶1)=8mL,并加入2mLHF微波消解,定容待测。蔬菜样品:采用8mLHNO3微波消解,定容待测。尿液样品:置于常温下解冻后,充分摇匀,取出0.5mL尿样于消解罐内,加入0.5mLHNO3和0.5mLH2O2,预反应24h后,放置水浴恒温箱中在100℃条件下消解至完全反应完,取出置于通风橱中自然冷却,待冷却至室温后,定容5mL待测。均采用Nexion300D型电感耦合等离子体质谱(ICP-MS)仪(美国PerkinElmer公司)测定镉含量,检出限为0.1μg/L,回收率控制在95.2%～100.3%,RSD<2%。采用氧化酶法进行尿肌酐的测定,酶联免疫吸附检测法检测尿β2-微球蛋白、尿N-乙酰-β-D氨基葡萄糖苷酶(尿NAG)、尿视黄醇结合蛋白(尿RBP), 尿肌酐、尿β2-微球蛋白检测地点在广西医科大学检验科,尿NAG与尿RBP检测地点在广西区疾控预防控制中心,使用的试剂盒购自于南宁市生物技术公司。检测结果按照GB/T17221-1998《环境镉污染健康危害区判定标准》进行评价;尿肌酐检测结果在0.3～3.0 g/L判定为尿样合格。
1.3 统计方法
采用SPSS20.0软件进行统计分析,将检测所得数据进行Kolmogor-Smirnov检验,看是否符合正态分布。对于符合正态分布的数据,采用T检验、方差分析(AnalysisofVariance)等方法进行统计分析;对于偏态分布数据,采用几何 均数(Geometrcmean)和95%置信度(ConfidenceInterval)进行统计,采用 Mann-WhitneyU、KruskalWallisTest等方法进行统计检验;设置P<0.05和0.01为有统计学意义水平。
2 结果与分析
2.1 环境样品Cd含量
4个乡镇环境样品采样个数和对应Cd含量特征见表1,蔬菜土壤与其对应的蔬菜Cd含量按照从大到小顺序为D>C>B>A,4个乡镇蔬菜土壤均超过国家土壤二级标准(0.3mg/kg),最小超标倍数3.1,最大超标倍数6.99,4个乡镇蔬菜土壤Cd含量具有显著差异(X2=33.147,P<0.01)。不同乡镇蔬菜土壤与对应蔬菜含量比较见表1。由于蔬菜样本以叶菜类为主,故取国家叶菜类安全限值(0.2mg/kg)作为评价标准,除A乡以外均有超标样品,最大超标倍数3.55,最小超标1.10倍。
表1 蔬菜土壤和对应蔬菜Cd含量特征
2.1.1 “土壤-蔬菜”系统Cd污染健康风险评价
健康风险评估(HealthRiskAssessment,HRA)是目前比较成熟的健康危害评价方法,主要结合毒理学、流行病学和实验研究等结果,按照一定规则,针对环境污染物对特定人群的不利健康效应进行综合评价的过程,目前被国际社会广泛接受。Cd作为一种致癌重金属元素,因而选择国际健康风险评价模型中的化学致癌风险评价模型,模型中有三种途径分别为口、呼吸和皮肤。计算式为:
(1)
(2)
(3)
式中,C为土壤或蔬菜Cd浓度(mg/kg);IngR为经口途径摄入土壤、 蔬菜的频率(土壤:成人:100mg/d;儿童200mg/d;蔬菜:成人316g/d,228g/d;);EF为暴露频率(土壤:225d/a;蔬菜350d/a);ED为暴露年限(土壤:成人25a,儿童10a;蔬菜:成人30a,儿童10a);BW为平均体重(成人:60kg;儿童18kg);AT为致癌物的平均暴露时间(365d/a*暴露年数70);CF为转换系数(1×10-6kg/mg);InhR为呼吸频率(成人:8m3/d;儿童20m3/d);PEF为颗粒物排放因子(1.36×109m3/kg);SA为暴露皮肤的表面积(成人:5000cm2;儿童:2500cm2);SL为皮肤黏着度(0.1595mg/(cm2·d));ABS为皮肤吸收因子(0.001)。R为Cd所致平均个人致癌年风险;ADD代表Cd的日均暴露剂量(mg/kg·d);Qi为Cd的致癌强度系数(mg/(kg·d),口:6.1,皮肤:0.38,呼吸:6.3);根据美国EPA的推荐:R<10-6/a,对人体健康产生的风险不明显;10-6/a
本研究风险值在10-5/a～10-4/a之间,见表2。由表2可见,该地区存在一定致癌风险,但风险水平人体可接受。不同乡镇之间Cd对人体造成的风险为:D>C>B>A,不同人群比较,儿童风险大于成人。不同途径比较,R蔬菜-口>R土壤-口>R土壤-皮肤>R土壤-呼吸,即经口摄入是Cd对人体造成健康危害的主要途径,说明居住在镉暴露水平越高的地方,受到的健康危害越大,且儿童比成人承受的健康风险更大。因此相关个人或部门需要采取相应的措施进行管控,特别是风险值较高乡镇的儿童,例如提倡减少当地蔬菜的食用等。
表2 土壤-蔬菜系统人群健康风险评价
2.2 人群尿Cd
2.2.1 人群分布特征
调查人群样本数、平均年龄和性别分布结果见表3。总体男性人群样本数为190人,占49.22%,平均年龄为45.9岁,总体女性人群样本数为196人,占50.78%,平均年龄为46.4岁,总人群样本数为386,平均年龄46.1岁,0～20年龄组平均年龄9.3岁,21～40年龄组平均年龄30.8岁,41～60年龄组平均年龄51.3岁,>60年龄组平均年龄69.6岁,各年龄组男女比例约1∶1。
表3 人群性别、年龄分布情况
2.2.2 人群尿Cd水平分析
至今中国大陆地区暂无普通人群镉中毒诊断标准,根据已有GB17-2002《职业性镉中毒诊断标准》规定,尿Cd限值为5μg/gCr,各乡镇人群尿Cd检测结果见表4。
表4 人群尿Cd含量(肌酐校正)水平分析
从表4看,A乡整体人群、男性人群、女性人群尿Cd含量分别为1.49μg/gCr、1.14μg/gCr、1.93μg/gCr;B乡整体人群、男性人群、女性人群尿Cd含量分别为2.67μg/gCr、2.59μg/gCr、2.75μg/gCr;C乡整体人群、男性人群、女性人群尿Cd含量分别为1.63μg/gCr、1.39μg/gCr、1.92μg/gCr;D乡整体人群、男性人群、女性人群尿Cd含量分别为1.66μg/gCr、1.30μg/gCr、2.08μg/gCr;整体地区人群、男性人群、女性人群尿Cd含量分别为1.75μg/gCr、1.46μg/gCr、2.09μg/gCr。A、B、C和D四个乡镇尿Cd含量具有极显著性差异(X2=34.988,P<0.01)。其中,B乡人群尿Cd均值最高,C、D其次,A最低。
2.2.3 人群尿Cd空间分布特征
运用Arcgis软件的Kriging插值法,以实验测人群尿Cd浓度构建模型,预测龙州不同乡镇男性人群和女性人群体内的尿Cd含量(图1和图2)。根据图1所示的尿Cd浓度的空间分布趋势,西南地区人群尿Cd浓度最高,东南地区最低,呈西南到东北逐渐降低的趋势。根据图2,女性尿Cd浓度的空间分布类似于男性,但尿Cd水平含量整体高于男性,最大达到2.92μg/gCr。据图有助于划分龙州各乡镇人群尿Cd含量现状及其反映不同乡镇受到健康风险程度,指出超过人体健康可承受范围的地区。通过地统计方法能更直观地识别Cd风险较大的地区,为当地Cd污染治理提供更多参考。
图1 曲线I:CQ的荧光光谱图
图2 曲线I:CQ的荧光光谱图
2.2.4 人群肾功能水平分析
尿β2微球蛋白(β2-MG)、尿N-乙酰-P-D-氨基葡萄糖苷酶(NAG)和尿视黄醇结合蛋白(RBP)均是肾功能损伤效应的生物标志物,它们能在一定程度上反映肾小管重吸收功能损害情况。当肾小管重吸收功能受到损伤时,尿中这些指标含量会显著增多,尿中这些指标含量状况能非常敏感的反映肾小管功能损害情况。
对不同地区不同性别人群尿β2-MG、尿NAG、尿RBP进行统计分析,分析结果见表5。由表可知,尿β2-MG、尿NAG、尿RBP均未超过GB17-2002《职业性镉中毒诊断标准》规定限值(尿β2-MG、尿RBP:1μg/mgCr;尿NAG:17μg/mgCr),不同乡镇尿β2-MG、尿NAG、尿RBP含量存在显著差异(X2=13.181、77.486、27.886,P<0.01),不同性别人群尿β2-MG含量存在显著差异(Z=-2.835,P<0.01),不同性别人群尿NAG、尿RBP含量无显著差异(Z=-0.345、-0.324,P>0.05)。
表5 人群肾功能指标(肌酐校正)水平分析
表6 人群尿Cd与肾功能指标、性别、年龄相关性分析
2.6 尿Cd与尿β2-MG、尿NAG、尿RBP相关性分析
采用Spearman相关系数检验方法,对人群尿Cd和尿β2微球蛋白相关性进行分析并做一元线性回归。Spearman相关系数的取值范围定为:[-1,1],当相关系数r为正值,存在正相关关系,当相关系数为r负值,存在负相关关系。
人群尿Cd和尿β2-MG、尿NAG、尿RBP、年龄、性别相关性分析见表4。尿Cd与尿β2-MG、尿NAG、尿RBP、年龄、性别的相关性系数分别为0.512、0.202、0.118、0.106、0.288,尿Cd与尿β2-MG、尿NAG、尿RBP、年龄、性别在统计学上均具有显著意义(P<0.01或0.05)。
为了进一步探索他们之间的关系,做一元线性回归。考虑到数量级的差异,以对数(Loge)转换后的数据做散点图,并做出线性回归方程,如图3、4、5。从尿Cd与尿β2-MG、尿NAG、尿RBP回归方程可以得知,人群尿Cd和尿β2-MG、尿NAG、尿RBP存在一定程度的线性相关关系,随着尿Cd含量的增加,尿β2-MG、尿NAG、尿RBP呈现出一定程度的上升趋势,从拟合方程来看,样本尿β2-MG、尿NAG、尿RBP整体R2分别为0.272、0.209、0.137,可见尿Cd与尿β2-MG的相关关系更为明显;从性别角度来看,男性样本尿β2-MG、尿NAG、尿RBP的R2分别为0.259、0.239、0.200,女性样本尿β2-MG、尿NAG、尿RBP的R2分别为0.279、0.188、0.117,可见在男性样本中,尿Cd与各项肾功能指标相关关系更显著。
图3 人群尿Cd与尿β2微球蛋白线性回归图4 人群尿Cd与尿NAG线性回归
图5 人群尿Cd与尿RBP线性回归
3 讨论
调查研究的地区蔬菜土壤与其对应的蔬菜Cd含量分别为1.514mg/kg、0.412mg/kg,风险值在10-5/a～10-4/a之间,说明该地区存在一定致癌风险,但风险水平人体可接受。“土壤-蔬菜”系统Cd污染健康风险评价结果表明,R蔬菜-口>R土壤-口>R土壤-皮肤>R土壤-呼吸,即经口摄入是Cd对人体造成健康危害的主要途径,且儿童风险值大于成人,相关个人或部门应该采取相应的措施进行管控,特别关注风险值较高乡镇的儿童,例如提倡减少当地蔬菜的食用等。
尿Cd含量与机体内Cd负荷及肾Cd浓度密切相关。本次调查结果显示,人群尿Cd均值为1.72μg/gcr,中位数为1.68μg/gcr,该结果远远低GB/T17221-1998《环境镉污染健康危害区判定标准》的限值(15μg/gcr),低于世界卫生组织推荐的尿镉标准(10μg/gcr),也未超过联合国粮农组织/世界卫生组织(FAO/WHO)食品添加剂联合专家委员会(JECFA)提出的尿镉临界值(5.24μg/gcr)[2]和《重金属污染诊疗技术指南(试行)》(2010)中“潜在高风险人群”的判定值(5μg/gcr),同时也低于国内部分环境Cd污染区的尿Cd含量水平,如张文丽等[3]调查贵州某污染区人群所得结果(7.33μg/gcr)、杜岩等[4]研究广西西南某铅锌矿区附近常住居民尿Cd(中位数5.4μg/gcr)、黄林等[5]研究广西3个重金属污染防控区常住居民(对照区中位数2.77μg/gcr,研究区3.46μg/gcr),总体来看龙州地区人群尿Cd负荷水平处于相对低的健康危害风险状态。但有相关研究表明,当尿Cd浓度达到0.3μg/gcr,人体排泄系统就有损伤风险,且这种风险随着尿Cd浓度的增加而增强[6-8]。美国普通人群流行病学研宄结果发现,当尿Cd浓度(男性:0.65μg/gcr,女性:0.83μg/gcr)高于这个浓度时许多肝脏性疾病和肝病引起的死亡率的风险都将增加[9]。Gallagher等[10]研究发现当女性尿Cd浓度高于0.5μg/gcr时,骨质疏松症风险将会增加。此外,尿液中含Cd浓度过高会导致癌症风险增加[11]。在本研究中,各地区的尿Cd浓度均高于上述研究成果,这说明当地居民己经面临较大的Cd暴露健康风险。
4个乡镇尿Cd水平B>D>C>A,女性尿Cd含量均高于男性,说明Cd对女性的健康危害高于男性。有相关研究也发现,不同性别人群尿Cd存在差异,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铁储存下降而导致镉吸收增加。空间分布结果表明,该地区西南尿Cd浓度最高,东南地区最低,呈西南到东北逐渐降低的趋势。
尿Cd与尿β2-MG、尿NAG、尿RBP相关分析表明,尿Cd与尿β2微球蛋白相关性关系(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与尿β2-MG、尿NAG、尿RBP线性回归分析结果表明,尿Cd的水平对尿β2微球蛋白影响作用相对较大(R2=0.251,P<0.01),说明尿β2-MG可以作为环境Cd污染健康风险评价中的效应指标,能够在一定程度上反映Cd致肾功能损害情况,洪峰等[12]在镉、砷接触工人肾功能损伤研究也同样发现尿Cd浓度与肾小管损伤生物标志物尿β2微球蛋白增加呈正相关关系。调查结果与上述研究结果基本符合。
