動物性食品中PCBs的生物有效性及人體日暴露評估

李俊嶺,張東平,余應新*,韓姝媛,吳明紅,盛國英,2,傅家謨,2 (.上海大學環境與化學工程學院,環境污染與健康研究所,上海 200444；2.中國科學院廣州地球化學研究所,有機地球化學國家重點實驗室,廣東 廣州50640；.上海大學環境與化學工程學院,上海射線應用研究所,上海 200444)

動物性食品中PCBs的生物有效性及人體日暴露評估

李俊嶺1,張東平1,余應新1*,韓姝媛1,吳明紅3,盛國英1,2,傅家謨1,2(1.上海大學環境與化學工程學院,環境污染與健康研究所,上海 200444；2.中國科學院廣州地球化學研究所,有機地球化學國家重點實驗室,廣東 廣州510640；3.上海大學環境與化學工程學院,上海射線應用研究所,上海 200444)

通過測定上海市售動物性食品中PCBs的濃度和生物有效性,評估該地區PCBs的人體日暴露量.結果表明,不同種類食品中PCBs的濃度在未檢出～3734.3pg/g(濕重)之間,3～6氯PCBs為主要同系物.魚類中PCBs濃度高于畜類、禽類和軟體類.魚類PCBs的濃度水平遵循以下兩規律:海水魚＞淡水魚;肉食性魚＞雜食性魚＞草食性魚.采用模擬人體胃腸消化過程測得 PCBs的生物有效性,由于食品中脂肪含量與PCBs的生物有效性具有顯著的線性關系,故可用于計算樣品中 PCBs的生物有效性.該地區居民每天通過動物性食品攝入的 PCBs量為24439.3pg/d,以PCBs的生物有效性計量為5034.5pg/d.對不同暴露源(包括灰塵和大氣顆粒物)的分析表明,魚類是PCBs人體暴露的主要貢獻者,約占人體PCBs日暴露的60%.

多氯聯苯；動物性食品；模擬胃腸道；生物有效性；日暴露

多氯聯苯(PCBs)是一組由一個或多個氯原子取代聯苯分子中的氫原子而形成的氯代芳烴類化合物,被廣泛應用于電力工業、塑料加工業、化工和印刷等領域.由于 PCBs具有持久性有機污染物(POPs)的特點并對環境及人類造成危害,20世紀70年代末已經在全球禁止使用.但由于其在環境中難以降解以及遠距離遷移,目前在環境中仍然被檢測出[1].

PCBs暴露于普通人群的途徑主要是通過口腔攝入,因此食品是人體 PCBs暴露的主要源之一.PCBs屬于親脂性化合物,因此,動物性食品扮演著重要角色[2-3].據報道[4-9],口腔攝入的污染物并非全部被人體吸收,只有從介質釋放到腸道消化液部分的污染物才能被吸收,通?？梢圆捎皿w外實驗模擬受污染的介質在人體胃腸中消化,測定其溶出率,這被認為是該污染物可以被人體吸收的最大效率,通常用生物有效性表示,也有學者稱為生物可給性或生物可利用性.

本課題組前期的研究發現[10],動物性食品中PCBs的生物有效性與脂肪含量具有線性關系.如果通過這一關系,動物性食品中 PCBs的生物有效性有可能直接通過脂肪含量進行計算得到,從而免去對所有樣品進行直接測定.但是由于該實驗樣品中脂肪含量范圍窄,沒有高脂肪含量的數據,難以用于較高脂肪含量樣品中 PCBs生物有效性的計算,為此,本實驗選擇更寬的脂肪含量(從0.6%到16.7%,濕重)的樣品,測定脂肪含量對PCBs生物有效性的影響,以期確定食品中脂肪含量是否可以用于直接計算PCBs的生物有效性.其次,在前期研究的基礎上,增大樣品量的采集,評估上海地區市售動物性食品中PCBs的暴露水平,使數據更加具有統計意義;此外,評估不同暴露源對人體PCBs日暴露的相對貢獻.

1 材料與方法

1.1 樣品采集與制備

自2008年9月～2009年6月,從上海市10個不同的行政區采集肉類、魚類和軟體類樣品.樣品種類包括畜類(豬肉(瘦肉)和牛肉),禽類(雞肉和鴨肉),魚類(其中淡水魚為草魚、鯽魚、鳙魚、黑魚、鱸魚、鳊魚、桂魚,海水魚為大黃魚、帶魚、鰣魚)、軟體類(南美白蝦、蛤蜊、螺螄)共17種,其中豬肉、牛肉、雞肉和鴨肉樣品均為 4個,草魚和鯽魚各5個,鰣魚9個,其他均為10個,共計135個樣品.在這些魚樣中,草魚和鳊魚為草食性魚,鯽魚、鳙魚和鰣魚為雜食性魚,黑魚、鱸魚、桂魚,大黃魚和帶魚為肉食性魚.樣品運回實驗室后,用自來水沖洗干凈,然后再用去離子水清洗,接著將畜類和禽類樣品中的瘦肉部分、魚類(去皮的可食用部分)用不銹鋼刀割下,切成小塊;蛤蜊和螺螄均去除外殼,蝦去殼去頭.樣品用攪拌器攪碎后冷凍干燥恒重,磨成細粉后于-18℃保存待分析.

由于樣品中PCBs具有生物有效部分僅占樣品中PCBs很小的一部分[10-11],常用的氣相色譜-質譜聯用儀(GC/MS)的檢測限有限.因此采用加標的方式進行實驗.向含有2～3mL二氯甲烷的棕色培養瓶中定量加入 PCBs混合標樣,然后加入食物樣品,充分混合之后用微弱的氮氣流使二氯甲烷揮發,制成受PCBs污染的食物樣品.

1.2 PCBs濃度測定

稱取 8g樣品,加入回收率指示物13CPCB141和PCB209,用250mL正己烷/丙酮(體積比為 1:1)混合溶劑索氏抽提 72h.取出 75%的抽提液用于 PCBs的濃度測定,剩余部分采用重量差法測定脂肪含量.將75%的抽提液濃縮到1mL,上樣到凝膠滲透色譜(GPC,填料為200～400目的S-X3生物珠),用115mL正己烷/二氯甲烷 (體積比為1:1)淋洗去除脂肪,后收集115～280mL組分.收集的組分濃縮到 0.5mL后,用酸/堿性硅膠-氧化鋁復合層析柱凈化.用70mL的正己烷/二氯甲烷 (體積比為 1:1)混合溶劑淋洗并收集,該組分加內標13C-PCB208后濃縮轉移到2mL的棕色樣品瓶,用微弱的氮氣吹干后定容至100μL,樣品放于4℃待分析.

1.3 PCBs生物有效性測定

稱取0.2g制備的受PCBs污染的樣品于培養瓶中,向其中加入 12mL含營養液和胃蛋白酶的模擬胃液,37℃下厭氧避光消化 2h;然后再加入6mL含有胰液和膽汁的小腸模擬液,相同條件下繼續消化 6h.消化結束后取出消化混合液在7000g離心10min,上清液過0.45μm膜,加入丙酮后用正己烷/二氯甲烷(體積比為 1:3)萃取[12].萃取液濃縮至 1 mL加入正己烷后用濃硫酸處理,有機相用酸/堿性硅膠-氧化鋁復合層析柱凈化,過程見1.2部分.樣品最后于4℃保存待分析.

實驗過程中,當樣品中脂肪含量高于 9.6% (濕重)時,在樣品離心時有部分未被消化的脂肪殘留在離心管液面處,由于在人體中,當腸道中油脂類物質增多時,人體將分泌更多的膽汁進入腸道,此外,親脂類物質易通過與脂類結合被腸道吸收.對于這類樣品,添加了如下實驗過程:仔細地用丙酮收集該殘留的脂肪,一并加入到上清液中,然后進行后續的實驗.

1.4 儀器分析

PCBs的濃度測定在電子沖擊離子源(EI)6890N-5975 GC/MS(Agilent)上完成.進樣口和離子源溫度分別為 280和 230℃,采用選擇離子模式(SIM),選擇離子為分子離子.色譜柱為DB-5MS(60m×0.25mm×0.25μm, J &W Scientific, USA),以高純氦氣為載氣(1.0mL/min),反應氣柱流速為60 mL/min,升溫程序:110 ℃保留1 min后以10℃/min升至200 ℃,以1℃/min升至250℃,再以8℃/min升至290℃,保留10min.手動1μL無分流進樣.

1.5 質量控制與質量保證

在進行樣品分析的同時,進行方法空白及樣品平行樣分析,每6個樣品做1個空白,每20個樣品做1個重復樣品.基質加標樣品6個.采用7種質量濃度的混合標樣(2～100μg/L)用內標法繪制工作曲線,除個別化合物外,校正曲線的相關系數均＞0.99,所檢測的PCBs同系物單體有CB19,18, 16,25,28,22,44,71,67,74,66,56,99,87,110,82,147,1 46,153,179,138,187,174,177,173,180,199,203,195, 194,和 206共 31種單體.回收率指示物13CPCB141和PCB209的回收率都在70%～120%之間,3個平行樣品分析相對標準偏差(RSD)＜15.0%,均符合樣品分析要求.采用 5倍信噪比濃度的標樣,平行分析6次取其標準偏差S,以3.36S為儀器檢出限(IDL).采用該方法,PCBs的儀器檢出限為0.4～3.0pg.根據儀器檢出限,以6 g干燥樣品(以樣品的含水率為 80%計)處理后定容體積為 100μL為基準,以上化合物的方法檢出限(MDL)為 1.3～10.0pg/g(濕重).所有生物有效性實驗都重復3次.

1.6 數據分析

生物有效性的測定均采用加標樣品和非加標樣品同時進行.根據文獻[13],在人體胃腸環境條件下 PCB單體的生物有效性(Ba%)的計算式為:

式中:m加標x和m未加標x(pg)分別為加標樣品和未加標樣品在消化液中釋放的PCB單體質量;m總x(pg)為加入到食品中的PCB單體質量.

食品中PCB單體通過口腔攝入人體的暴露可以通過式(2)進行計算:

式中:ADI為PCB的平均日攝入量, pg/d;C為食品中PCB的濃度, pg/g; m為食品人均日攝入量, g/d; I為PCB在腸道中的吸收率,以PCB的生物有效性進行計算.其中C·I項為生物有效濃度,即意味著樣品中具有生物有效作用 PCB單體的濃度.

數據統計分析采用 SPSS 11.5軟件進行,作圖采用 Excell軟件進行.2個變量之間的關系采用線性回歸分析,當P＜0.05(即95%的置信度)則認為具有統計學意義.

2 結果與討論

本課題組前期(2008年 9～10月)的實驗中,采集了上海市33個動物樣品,包括豬肉(5個)、牛肉(6個)、雞肉(6個)、鴨肉(6個)、草魚(5個)和鯽魚(5個),對其中PCBs的暴露進行了初步研究[10].本次實驗還采集了其他 11種魚類和軟體類食品共計135個.為了使討論更加具有統計意義,將前期的33個樣品也納入討論.所以,以下的討論包括前期的33個樣品,即共計168個樣品.

2.1 PCBs的濃度水平

在所有樣品中,有 165個樣品檢測到 PCBs (下文中PCBs濃度指31個PCB單體濃度的總和),其檢出率達到98.2%,表明雖然目前國家已經禁止生產和使用PCBs,但是,由于PCBs的典型持久性特性,在環境中難以降解,目前仍然廣泛存在于環境介質中,并通過生物體累積.研究結果如表 1,這些食品中 PCBs的濃度從低于檢測限到3734.3pg/g,這一最高濃度在大黃魚樣品中檢測到.在這些不同種類的食品中,大黃魚中PCBs的濃度最高,平均為 1502.3pg/g(323.3～3734.3pg/g),中值為 1489.1pg/g;桂魚(平均為 696.4pg/g)次之.濃度最低的為雞肉,平均為 31.0pg/g(6.8～70.3pg/g),中值為32.3pg/g;豬肉(平均為34.3pg/g)次之.本研究中,魚類樣品與中國其他省市的研究結果基本上處于同一數量級[3,14],但遠低于歐美市場樣品[15-16].這表明,目前我國PCBs的整體殘留水平較低.

表1 不同食品中PCBs的濃度(pg/g)Table 1 Concentrations of PCBs in the different types of foods (pg/g)

在這些樣品中,生物種類及生物生活習性對PCBs的濃度具有重要影響.表2綜合展示了不同類別的樣品中PCBs的濃度水平,其順序為:海水魚類＞淡水魚類＞(禽類、軟體類、畜類).在這些樣品中,其脂肪含量分別為 6.5%,2.3%和 1.0%～2.0%.由于環境中 PCBs易通過生物體富積并在脂肪組織中蓄積,從而導致高脂肪含量的生物體中PCBs濃度高.如圖1所示,樣品中PCBs含量與樣品中的脂肪含量呈現顯著正相關.對于不同食性的魚類,PCBs的濃度順序為:肉食性＞雜食性＞草食性(表 2),這是由于當親脂類物質辛醇水分配系數的對數值 logKOW＞5時,該物質易通過食物鏈放大,且 logKOW越大,該物質越易被放大[17].本研究中,PCBs的logKOW均＞5,因此,可以通過生物放大,在食物鏈高端的魚類(如肉食性魚類)中 PCBs濃度含量高.

表2 不同種類食品及不同食性魚類中PCBs的濃度(pg/g)Table 2 Concentrations of PCBs in the different type of foods and fish with different habits (pg/g)

圖1 PCBs濃度與脂肪含量關系Fig.1 Relationship between the concentrations of PCBs and fat contents

2.2 PCBs同系物分布特征

不同氯原子取代的PCBs具有不同的物理化學性質.對樣品中 PCBs同系物的組成分析從一定程度上可以了解其來源.

在所有樣品中PCBs同系物主要以PCB153、PCB28、PCB138、PCB180和PCB18為主.PCBs同系物的分布特征如圖 2所示,其中 3氯包括CB19,18,16,25,28,22;4氯包括CB44,71, 67,74,66, 56;5氯包括CB99,87,110,82;6氯包括CB147,146, 153,138;7氯包括CB179,187,174, 177,173,180;8氯包括CB199,203,195,194;9氯為CB206.在這些樣品中,無論是畜類、禽類還是魚類和軟體類樣品,3～6氯PCBs占絕對優勢,其含量從67.9%(牛肉)到 93.2%(草魚).這可能反映了其工業來源,如常見的工業品 Aroclor1232、Aroclor1016和Aroclor122其主要成分為 5氯以下的 PCBs; Aroclor1260的主要成分為6-7氯PCBs.但是不同種類樣品中同系物的分布又有所區別,如豬肉和禽類樣品中,主要以3～5和3～6氯代PCBs為主,且均高于牛肉樣品;在這些牛肉樣品中7～8氯 PCBs占 29.4%,而豬肉和禽類樣品中僅占11.5%～13.6%.這可能與這些動物的食物來源有關,如豬和禽類主要為飼料,而牛主要為草料,其食物更易受環境的影響,如土壤和大氣降塵.由于不同氯代PCBs具有不同的揮發性,氯原子越多,揮發性越差,更易在降塵和土壤中吸附,從而導致牛肉中高氯代PCBs占有較大比例.

圖2 不同食品中PCBs同系物的分布特征Fig.2 PCB congener profiles in the different types of foods

對于魚類樣品,主要以3～6氯代PCBs為主,這與Meng等[3]對廣東的魚類樣品中PCBs的研究結果一致,這反映了中國過去 PCBs的使用主要以低氯代PCBs為主.進一步分析發現,不同生活習性的魚類樣品中PCBs的同系物有一定差別,將魚分為草食性、雜食性和肉食性魚時,發現草食性魚中3～5氯代PCBs占75.4%,雜食性和肉食性魚樣中分別為56.8%和54.1%;而6氯代PCBs分別為14.4%、29.8%和28.2%,7氯代PCBs分別為5.5%、9.6%和13.5%.如前所述,本研究中,PCBs的logKOW均高于5,可以通過食物鏈放大,但是不同氯代 PCBs具有不同的放大能力,PCBs的logKOW越高,其生物放大能力越強.此外,高氯代的PCBs比低氯代PCBs在生物體內更易于代謝降解,脫氯生成低氯代PCBs,因此當PCBs的氯原子數達到一定時,其在生物體的凈富積量下降.據報道[18],PCBs在生物體中的放大能力與 logKOW呈現拋物線關系,即中等氯原子取代的 PCBs同系物在生物體中的生物放大能力高于低、高氯代的PCBs同系物,其放大能力6-7氯代PCBs最高.

2.3 PCBs的生物有效性

人體中,物質吸收主要發生在小腸部分,因此,文中只研究 PCBs在小腸中的生物有效性.為了討論脂肪對 PCBs生物有效性的影響,選用了不同種類的食品以及不同脂肪含量的食品進行研究.由于大黃魚中脂肪含量高,因此選取了4個大黃魚樣品.此外,還選擇了不同脂肪含量的其他魚類和軟體類樣品,如鱸魚、鳊魚和蛤蜊.利用加標樣品,通過模擬人體胃腸消化測定的動物性食品中PCBs生物有效性結果如表3所示.

表3 不同脂肪含量食品中PCBs的生物有效性及其與脂肪含量的關系Table 3 Bioaccessibility of PCBs in foods with different fat contents and their correlations with fat contents

從表 3可以看出,不同脂肪含量的樣品中,PCBs的生物有效性隨樣品中脂肪含量的升高而增大.當樣品中的脂肪含量由 0.6%(濕重)升高到16.7%(濕重),其中不同PCBs同系物的平均生物有效性由最低的3%上升到54.9%.結合前期的研究結果[10],采用線性擬合(強制過原點)分析脂肪含量和 PCBs生物有效性之間的關系,發現所有PCBs同系物單體與樣品中的脂肪含量均具有顯著的正相關性(P＜0.05).類似的結果已有文獻報道,如陸敏等人[12]的研究表明,胡蘿卜中DDT及其衍生物的生物有效性隨著添加食用豆油量的增大而增大.肉類食品中多溴聯苯醚(PBDEs)的生物有效性與脂肪含量具有顯著的正相關[13].Adenugba等[19]也發現了類似的趨勢,但是因其只有4個樣品,并未發現有顯著正相關關系.相同氯原子數取代 PCBs的生物有效性及線性方程參數列于表 3,其使用的樣本數為本實驗測定的18個和文獻[10]中的6個,共計24個樣本(后面的討論也相同).圖3顯示了31個PCB同系物平均生物有效性與脂肪含量的關系.基于PCBs生物有效性與脂肪含量之間的這種強線性關系,可以利用這種關系,直接根據樣品中的脂肪含量計算PCBs的生物有效性,即:

式中:k為PCB單體生物有效性與脂肪含量關系曲線的直線斜率, F(%)為樣品中的脂肪含量.

最近,也有少量采用體外實驗測定食品中PCBs生物有效性的報道,如Adenugba等[19]測得鯖和鮭魚樣品中 PCBs的生物有效性為30%～82%,但Xing等[11]測定2種淡水魚(鳙魚和泥鰍)中PCBs的生物有效性平均值為3%,最大值僅為 7%.這種差異,一方面,可能由于不同研究采用了不同的消化條件(如pH值、消化酶和膽汁濃度、樣品量和消化液體積的比例)所導致.例如,Oomen等[4]對比了5種不同的體外胃腸模擬實驗方法測定重金屬的生物有效性,其結果表明,由于不同體外實驗模型采用的消化液的組分、pH值、消化時間的差異,樣品中重金屬的生物有效性不同.另一方面,可能與樣品本身有關.如本研究中,同是鱸魚樣品,當鱸魚中脂肪含量為0.6%和5.9%時,PCBs的平均生物有效性分別為6.2%和 20%.Yu等[13]報道,肉類食品中脂肪含量與PBDEs的生物有效性之間具有顯著的正相關性,而蛋白質卻對PBDEs的生物有效性具有顯著的負影響.由于肉類食品主要由水、蛋白質和脂肪組成,因此可以預測,對于PCBs這類與PBDEs結構與性質類似的疏水性化合物,當樣品中脂肪含量升高,蛋白質含量下降時,PCBs的生物有效性會隨之升高.這一預測也可以從以下分析得到驗證,小腸液中含有對脂肪具有重要作用的物質即膽汁,一方面,膽汁中的膽汁鹽,可以對脂肪起到乳化作用,形成一種膠束溶入消化液中;另一方面,膽汁中的脂肪酶可以使樣品中的脂肪分解.這兩個過程降低了樣品中疏水性化合物的逸度容量(逸度增大)而提高了消化液中該類物質逸度容量(逸度降低).此外,膽汁為一種表面活性劑類物質,提高了消化液中的表面張力,增加了疏水性物質的溶解度,進一步提高了該類物質的逸度容量,從而在樣品和消化液之間形成了一個逸度梯度,導致樣品中的疏水性物質容易從樣品中釋放,直到該類物質在樣品和消化液中的逸度到達平衡.由于消化液的量遠遠高于樣品(消化液:樣品＝90:1),因此當消化初始樣品中脂肪含量越高,兩個體系中PCBs的逸度達到平衡時,PCBs的釋放程度就越高,即表現為生物有效性越大.

由于不同氯代 PCBs具有不同的疏水性,氯原子越多,疏水性越強,因此在相同作用下,在樣品和消化液之間形成的逸度梯度就越大,表現為氯原子數越多(即logKOW越大),其生物有效性越大;同時,脂肪含量越高,對這種影響也越大.這一預測可以通過脂肪含量和PCBs的logKOW及其生物有效性之間的關系得到驗證.如圖 4a所示,31種PCB單體的平均生物有效性與logKOW之間具有顯著的正線性關系(PCB單體也相同),這一結果與Adenugba等[19]和Xing等[11]的結果相反.當以脂肪為橫坐標,以PCBs的logKOW及其生物有效性關系曲線的斜率為縱坐標,得到圖4b,由圖4b可知,脂肪含量越高,logKOW對PCBs生物有效性的影響越大.

圖3 PCBs生物有效性與脂肪含量的關系Fig.3 Relationship between the bioaccessibility of PCBs and fat contents

圖4 PCB生物有效性與logKOW及脂肪的關系Fig.4 Relationships between the bioaccessibility and logKOW of PCBs or fat contents

2.4 日暴露評估

目前,對PCBs的人體暴露評估常采用PCBs在介質(如食品、灰塵)中的濃度乘以人體對該介質的日攝入量,而將污染物的吸收效率認為100%.有研究表明[4-9],由于污染物在人體腸道吸收率不會達到 100%,這種評估會高估污染物的人體暴露,從而高估污染物的人體暴露風險.

本研究根據實驗測定的不同脂肪含量的樣品中PCB單體的生物有效性和脂肪之間的線性關系,根據式(3)計算得到每個樣品中PCB單體的生物有效性,然后根據式(2)中,C·I項計算每個樣品中 PCB單體的生物有效濃度.最后根據式(2)計算上海地區居民通過食品攝入的PCBs,即ADI值,同時也給出不考慮生物有效性(即100%吸收)的 ADI值.結果如表 4所示.從表 4可知,對于PCBs通過這些食品對人體的日暴露,當不考慮生物有效性時,上海地區居民通過豬肉、牛肉、雞肉、鴨肉、魚類和軟體類食品攝入的PCBs為 1636.4,961.2,619.9,1313.3,18526.2,1382.3 pg/d,當考慮PCBs的生物有效性時,PCBs的攝入量分別為 122.5,66.3,35.2,119.9,4632.6,57.9pg/d,這比前期研究結果稍小[10].可以看出,考慮PCBs的生物有效性后,PCBs的日暴露量下降了75.0%～95.8%.由此可見,在進行暴露評估及相關健康風險評估中,生物有效性所扮演著重要作用.以豬肉和魚這兩種食用量最大的食品為例,魚類樣品中 PCBs的濃度是豬肉樣品的12.5倍,即等量食用魚類的風險是食用豬肉的12.5倍,但是,當考慮PCBs的生物有效性時,魚類樣品中的生物有效性濃度是豬肉樣品的41.9倍,即等量食用魚類的風險是食用豬肉的 40多倍.但是值得注意的是,本實驗使用的模擬方法由于仍然缺乏體內消化的許多酶,也未考慮小腸的吸收作用,因此,應謹慎使用得到的生物有效性數據評估人體暴露水平.

表4 不同食品及攝入途徑對人體PCBs的日暴露量Table 4 Human daily intake of PCBs via ingestion of food and dust, and inhalation of air

圖5 不同暴露源對人體PCBs日暴露貢獻Fig.5 Contributions of PCBs via different sources to human daily intake of PCBs

為了評估不同暴露源對人體PCBs暴露的貢 獻,引用相關文獻數據進行了統計分析.需要說明的是,課題組曾在上海市采集了100多個蔬菜及主食(大米和面粉)樣品[20],但是基本沒有檢測到PCBs(數據未報道),且目前沒有上海大氣中氣態PCBs的濃度報道,為此本研究僅就動物性食品、室內外灰塵和大氣中總懸浮顆粒物中的PCBs進行比較,結果見表 4.不同源對 PCBs人體日暴露貢獻如圖5所示.可以看出,無論是否考慮 PCBs的生物有效性,魚類是這些暴露源中 PCBs的主要貢獻者,其次是室內外灰塵,該結果與文獻[2]結果類似.然而需要指出的是,由于采用的樣品量有限,豬肉樣品都是瘦肉部分,此外,據報道,副食品如油脂類、乳制品類中也含有較高濃度的PCBs[24],文中均沒有考慮.因此,有必要在此研究的基礎上收集更多的資料,進一步研究各種源中PCBs對該地區人體暴露的貢獻.

3 結論

3.1 測定了上海市售動物性食品中 PCBs的濃度水平,98.2%的樣品中都檢測到PCBs.魚類樣品中 PCBs濃度最高,其中大黃魚由于其脂肪含量高,PCBs濃度最高,平均為 1502.3pg/g,且最高濃度的PCBs也在大黃魚中檢測到.雞肉中PCBs的濃度最低,平均為 31.0pg/g.不同魚類:海水魚＞淡水魚;肉食性魚＞雜食性魚＞草食性魚.

3.2 模擬食品在人體胃腸中的消化過程,測定了PCBs的生物有效性,結果表明,食品中的脂肪含量與PCBs生物有效性之間具有顯著的線性關系,可以用于計算動物性食品中 PCBs的生物有效性,免去對所有樣品中 PCBs生物有效性的測定.PCBs的生物有效性與其logKOW成正相關,即logKOW越大,PCBs的生物有效性越大.

3.3 該地區居民通過食用動物性食品攝入的PCBs為24439.3 pg/d,當考慮PCBs的生物有效性時為5034.5 pg/d,因此,不考慮PCBs的生物有效性將高估PCBs的人體暴露.

3.4 魚類是PCBs人體暴露的主要貢獻者,約占PCBs日暴露的60%.

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Concentrations and bioaccessibility of polychlorinated biphenyls in animal-based food collected from markets in Shanghai and assessment of associated human daily intake.

LI Jun-ling1, ZHANG Dong-ping1, YU Ying-xin1*, HAN Shu-yuan1, WU Ming-hong3, SHENG Guo-ying1,2, FU Jia-mo1,2(1.Institute of Environmental Pollution and Health, School of Environmental and Chemical Engineering, Shanghai University, Shanghai 200444, China；2.State Key Laboratory of Organic Geochemistry, Guangzhou Institute of Geochemistry, Chinese Academy of Sciences, Guangzhou 510640, China；3.Shanghai Applied Radiation Institute, School of Environmental and Chemical Engineering, Shanghai University, Shanghai 200444, China). China Environmental Science, 2011,31(6)：1019～1028

The concentrations and bioaccessibility of PCBs in animal-based food collected from markets in Shanghai were determined. The associated human daily intake of PCBs was estimated. The concentrations of PCBs ranged from lower than limit of detection to 3734.3 pg/g (wet weight). Tri- to hexa-CBs were the predominant congeners. The PCB concentrations in fish were higher than those in livestock, poultry or shellfish. The following sequences of PCB concentrations in fish were observed: seawater fish ＞ freshwater fish; carnivorous fish ＞ omnivorous fish ＞ herbivorous fish. The bioaccessibility of PCBs were determined via simulating the digestion process in human gastrointestinal tract. The fat contents in animal-based food had a significantly linear correlation with the bioaccessibility of PCBs. Thus the bioaccessibility of PCBs was able to be calculated from the fat contents. The human daily intake via ingestion of animal-based food was 24439.3 pg/d, however, it was reduced to 5034.5 pg/d when the bioaccessibility of PCBs was added to the calculation. Fish was the major contributor to human exposure to PCBs, accounting for 60% of the total PCBs intake coming from food, dust and particulates in the air.

polychlorinated biphenyls；animal food；simulating human gastrointestinal tract；bioaccessibility；daily intake

X32

A

1000-6923(2011)06-1019-10

2010-10-09

國家自然科學基金資助項目(20807026);國家“973”項目(2008CB418205);上海市重點學科項目(S30109)

? 責任作者, 副研究員, yuyingxin@staff.shu.edu.cn

李俊嶺(1985-),男,河南濮陽人,上海大學環境與化學工程學院環境污染與健康研究所碩士研究生,從事持久性有機污染物對人體的生物有效性研究.發表論文3篇.