地方性砷中毒地區環境砷暴露健康風險研究進展

高健偉，韋炳干，薛源，虞江萍，楊林生

中國科學院地理科學與資源研究所，北京100101

污染物健康風險研究的核心是在識別污染物健康危害的基礎上，定量評估不同污染物暴露總量及其生物有效性，建立污染物暴露與健康效應的劑量-效應關系，降低風險評估的不確定性，減少風險管理的成本[1]。砷是國際癌癥研究機構(IARC)最早確認的一類致癌物質[2]，同時可導致皮膚、心肌、呼吸、消化、神經、生殖、造血以及免疫等系統不同程度的損傷，因此，環境砷暴露的健康風險評估和風險管理研究，一直受到國際組織和世界多個國家的重視，成為全球污染物健康風險研究的典范[3]。由于全球近億人生活在飲水高砷環境中，因此，砷的飲食鏈暴露及其由此引起的地方性砷中毒的現場流行病資料，一直是砷健康風險研究的基礎[4-5]。但是，砷存在于多種環境要素中，尤其是人類活動引起的砷污染往往是空氣、水和食物系統的多重污染，并通過飲食和呼吸等多種途徑進入人體[6-7]。不同途徑的砷暴露，由于其含量、形態和體內吸收轉化途徑的差異，產生的毒性和健康效應也會有較大的差異。然而，目前為止，飲食鏈以外的其他砷暴露途徑，特別是空氣暴露途徑都缺乏足夠的砷暴露現場，關于其他途徑砷暴露的健康風險研究，往往被忽略或者參照飲食鏈的暴露結果，極大地增加了砷污染風險研究的不確定性[8-11]。我國除存在典型的飲水型地方性砷中毒外，還存在燃煤型地方性砷中毒，燃煤導致的環境高砷暴露是我國特有的一種砷暴露類型，主要由室內燃煤高砷污染空氣和烘烤食物所致，為研究環境砷的飲食和呼吸鏈共同暴露提供了天然的現場。流行病調查也顯示，燃煤型砷污染區暴露人群具有與飲水型砷中毒區類似的健康后果[12-16]，但目前為止，兩種環境高砷的暴露及其健康效應的研究均獨立開展，對燃煤型砷中毒在風險評估研究中的作用重視不夠。因此，本文在回顧地方性砷中毒在環境砷的健康風險研究中的作用和存在問題的基礎上，提出以我國存在的飲水型和燃煤型環境砷暴露為現場，系統開展兩種類型砷暴露途徑、暴露劑量、砷在環境與食物鏈中的遷移轉化和形態變化綜合研究，建立環境砷的綜合暴露與其健康效應的劑量-效應關系，以期為呼吸途徑的砷暴露和人體多途徑聯合砷暴露的綜合風險研究提供依據。

1 地方性砷中毒概況

在印度、孟加拉、智利、阿根廷等20 余個國家都存在高砷地下水及砷中毒的報道，至少有1 億人正面臨癌癥和其他與砷相關疾病的威脅[17]。其中，臺灣地區的高砷地下水報道始于20 世紀60 年代，除了地砷病和烏腳病外，多種癌癥都呈高發趨勢，美國國家環境保護局(USEPA)和其他國家和地區關于砷的健康風險評價的流行病數據大多數都取自這一區域[17]。恒河三角洲地區的孟加拉國及比鄰的印度西孟加拉邦是世界上面積最大、影響人口最多的病區，飲水砷含量在0.05 ～0.5 mg·L-1之間，最高可達3.0 mg·L-1[18]，是目前全球砷污染健康研究關注的核心區域。

我國大陸地區的原生高砷地下水集中分布在北方干旱—半干旱地區，自東向西分布在松嫩平原、大同盆地、河套平原、銀川平原、青海貴德盆地和新疆奎屯地區，總體上呈東西向條帶狀分布[19]，目前檢測到的水砷含量最大值高達1.86 mg·L-1，全國大約234.3 萬人受到高砷水影響，52.3 萬人口直接暴露于砷含量高于0.05 mg·L-1的高砷水，其中內蒙古病區面積分布最廣，人口最多[20]。為了降低飲水砷的健康效應，世界各國都趨于制定更加嚴格的飲水砷標準。世界衛生組織(WHO)、美國、歐盟等將飲水砷濃度的推薦值由0.05 降至0.01 mg·L-1。我國也于2007 年7 月1 日實施了新的水質標準，城鎮生活飲用水中允許砷存在的上限也從0.05 調整為0.01 mg·L-1，但對農村小型集中和分散式供水中砷的標準卻依然采用0.05 mg·L-1(GB5749－2006)[21]。

燃煤型地方性砷中毒是我國特有的由生活燃用高砷煤所致生物地球化學異常型地方病，主要發生在貴州西南部和陜西省南部地區。高砷煤暴露區居民長期使用無煙囪、無爐蓋的地爐做飯和取暖，導致室內空氣砷含量增加從而污染空氣和室內烘烤的食物。據統計，我國有33.4 萬人口受到高砷煤影響，直接暴露于100 mg·kg-1以上高砷煤的人口4.8萬[20]。如陜南病區，石煤砷含量均值高達141.5 mg·kg-1，是世界煤砷平均含量(5 mg·kg-1)的28 倍[22]，室內空氣砷含量平均值和最高值分別達到4.67 和63.83 μg·m-3，是大氣砷正常含量的數倍和數十倍[23]。此外，砷病區氣候潮濕，食物需要室內烘干，燃煤產生的空氣砷污染也對室內烘烤的糧食(玉米)和蔬菜(辣椒)造成影響，如貴州高砷煤烘烤的玉米和辣椒的砷含量分別高達82.3 和512 mg·kg-1[24-25]，遠超過國家糧食和蔬菜的無機砷限量標準(0.2 mg·kg-1和0.05 mg·kg-1)[26]，然而這些標準是否能有效保護長期或者終身暴露于該濃度砷的人體健康仍然需要大量的砷毒理學研究數據來證明。

2 地方性砷中毒在環境砷污染健康危害識別研究中的指示作用

人類長期暴露在高砷環境中會引起嚴重的健康危害，尤其是地方性慢性砷中毒引起了國際社會的廣泛關注[27-28]。砷被國際癌癥研究機構(IARC)確認為一類致癌物質[2]，人體長期暴露于高砷環境會引發癌變。在印度、孟加拉國等國家以及臺灣、內蒙古等地區的地方性砷中毒的流行病調查顯示，長期接觸砷與皮膚癌、肺癌的發生有明確的因果關系，而且與肝癌、膀胱癌和腎癌等多種內臟癌的發生密切相關[18,29-31]。此外，砷是一種原漿毒素，對人體健康的危害是全身性的[32]，接觸過量的砷可導致皮膚、心肌、呼吸、消化、神經、生殖、造血以及免疫等系統不同程度的損傷[33]。近來研究發現，砷對有機體的損害作用從胎兒時期就已經開始，影響兒童的生長發育，成年后患砷相關疾病的風險也會顯著提高[30]。砷化合物也是一類環境雌激素物質，可影響內分泌系統、神經系統和生殖發育等并引發這些器官的腫瘤[34]。在環境高砷暴露區，當切斷砷源多年以后，砷中毒患者中仍有癌癥發生，表明由砷引起的健康危害持續時間長，并具有長期潛伏性危害[35]。

慢性砷中毒與大多數致癌污染物健康效應的顯著區別是其具有明確的臨床特征。流行病學調查顯示，慢性砷中毒臨床癥狀以著色、脫色和角化為特異特征的皮膚損傷，且這些皮膚損傷難以消失與痊愈，并與遠期癌變有關[36]。目前砷導致皮膚損傷的機理尚不明確，有研究認為與砷誘導氧化應激有關[37]。皮膚損傷是慢性砷中毒最突出的臨床癥狀，其指示砷中毒已經發生并有可能發展成皮膚癌[38]，因此皮膚損傷被作為我國地方性砷中毒的主要診斷標準(WS/T 211－2001)。大量的流行病調查和研究表明，無論飲水或煤煙污染區地方性砷中毒病人都具有以皮膚色素異常(脫失或著色)和手、腳掌過度角化為主要特點的皮膚病變，但兩者在皮膚不同病變的嚴重程度和病變的組合特征等方面，表現出較大的差異。內蒙古飲水型砷病區的調查發現，砷中毒患者首先出現皮膚角化，然后才有皮膚脫色和著色[39];而陜南燃煤型砷病區的研究顯示，砷中毒患者只有皮膚脫色和著色的癥狀，較少出現皮膚角化現象[40]。王連方等在病情程度相似的飲水型和燃煤污染型砷中毒病區發現，燃煤型污染區居民攝入砷的量遠高于飲水型病區，但在皮膚色素差異方面輕于飲水型病區;飲水型病區常見的重度改變形成花斑狀皮膚，病區群眾稱為“花肚皮”，在燃煤污染型病區卻很罕見[41]。但目前為止，有關環境砷暴露與健康效應的研究多集中在致癌和其他的健康影響，而對于具有特異性和指示性的臨床皮膚損傷與砷暴露的關系研究相對較少，特別是針對不同暴露途徑砷暴露導致的皮膚病變的差異研究十分缺乏。

3 地方性砷中毒病區環境砷暴露研究

水、空氣和食物都是環境砷進入人體的主要傳輸介質。飲水攝入即經消化道進入人體的砷是飲水型砷中毒的主要暴露途徑，該暴露途徑是由于高砷地下水地區的居民直接飲用未經處理的高砷地下水引起的。已有的飲水型砷暴露研究對飲水砷的攝入總量、飲水中砷的形態等做了大量的工作，但對病區多種介質中砷的共同暴露知之甚少[42]。實際上，在飲水型砷污染區，通過食物攝入砷是飲水之外人體對砷的最重要的暴露途徑。如孟加拉高砷水砷中毒地區的研究發現，高砷水灌溉和烹制大米，會引起米飯中砷含量增加，一個成年人每日平均食用1 500 g的米飯(鮮質量)，等于間接飲用大約1 L 高砷水[43-44]。此外，人類攝入正常砷含量的食物所增加砷的攝入也不容忽視，Zavala 和Duxbury[45]研究表明，假設一個亞洲成年人平均每天食用200 g 大米，以世界谷物砷含量的平均值80 ～200 μg·kg-1且假定其中的無機砷占50%計算，通過大米的日砷攝入量達到8 ～20 μg，相當于每天飲用2 L 含砷10 μg·L-1的水，而10 μg·L-1是目前WHO 推薦以及我國和很多發達國家現行的飲用水砷含量標準。大米是我國居民的主食，尤其南方地區成年人每天消費大米量達400 ～500 g，其日攝入砷量也超過20 μg[46]。另外，國內外有關飲水型砷中毒病區砷的研究很少涉及空氣中的砷，目前飲水型砷中毒病區砷的呼吸暴露研究是一片空白。

空氣中的砷經呼吸道進入人體應當是燃煤型砷中毒的主要暴露途徑。但是，目前全球對吸入性砷暴露研究較少。USEPA 呼吸砷暴露的致癌性風險評價是以職業砷暴露的流行病數據為基礎的。但職業砷暴露不同于一般人群的環境砷暴露。首先，職業暴露人群為成年人，性別單一，多為男性，身體的健康情況經過挑選，而一般人群涵蓋各年齡和性別，身體健康狀況復雜;其次，職業暴露的暴露時間和環境砷濃度相對固定;而一般人群行為活動復雜，砷暴露更具隨機性。因此，職業暴露的數據應用于一般人群可能給風險評估帶來較大偏差。實際上，燃煤型砷中毒病區煤砷、空氣砷含量波動大，人的行為活動模式復雜，人在室內、室外等不同環境的停留時間不確定，通過回憶提供信息等導致的誤差，會使空氣中砷的暴露的定量評估存在很大的不確定性。因此，空氣砷的有效性、空氣砷暴露及其與健康效應的研究方面進展不大，導致砷的呼吸暴露風險評估很不完善，國內外也缺乏統一的空氣砷含量的控制標準。因此，加強空氣砷暴露及其與人體健康關系的研究，對于降低砷的毒性危害和健康風險評估的不確定性、制定空氣砷標準具有重要意義。

在以呼吸道為主要砷暴露途徑的燃煤型砷中毒病區，食物也是不容忽視的砷暴露源。貴州病區暴露人群的總砷攝入量的分析表明，室內烘烤的玉米和辣椒的攝入砷量占總暴露量的28%和16%，是人體砷暴露的重要來源[47]。筆者對陜南砷病區的4個高砷煤暴露村的人群砷全暴露量的評估發現，冬季采暖期的日攝入砷量，呼吸途徑占15.9%～63.2%，食物途徑占34.1%～77.3%，其中2 個村子通過食物攝入的砷量超過了呼吸;非采暖季食物攝入砷量占總暴露量的比重更大，4 個村子都在87%以上[40]。除烘干的食物外，其他食物和飲水中砷，對總暴露也有不可忽視的貢獻，但目前相關研究極其罕見。

4 地方性砷中毒病區砷暴露與健康效應的關系研究

砷進入人體后并非完全被吸收，被人體吸收的那部分砷才對人體產生毒害作用，稱為有效暴露劑量。砷的有效暴露和毒性作用與其暴露途徑密切相關。飲水和燃煤砷污染地區處在完全不同的地理環境中，暴露途徑是兩者最顯著的差異。消化道和呼吸道對砷的吸收率可能差異很大。飲水型病區砷為溶解狀態，而燃煤污染的空氣砷則為固態微粒，不溶或難溶，不容易被呼吸道吸收，且較大的顆粒多在上呼吸道被阻留而難以到達肺泡，進入肺泡的氣溶膠態砷也只能被部分吸收，其余隨呼吸運動變成廢氣排出。因此，砷在呼吸道的吸收可能不如消化道。有學者認為，消化道吸收60%～90%的砷，而呼吸道只能吸收25%[48]。此外，經消化道進入人體的砷，一部分直接經糞便排泄可能減少了砷的有效暴露。

不同暴露途徑下砷作用于人體的器官不同，砷的毒性也可能有所差異。USEPA 在對砷暴露進行健康風險評價時，對于無機砷的致癌風險和非癌健康風險，都將攝入和吸入2 種途徑的暴露風險分開評價。2004 年，IARC 確認無機砷是第1 種既可以通過消化道攝入也可以通過呼吸道吸入途徑引發人類肺癌的致癌物[49]。穿過消化系統粘膜和經過呼吸系統進入人體是2 種截然不同的砷毒性作用途徑。然而，Smith 等[31]通過對美國塔科馬冶煉工人(呼吸途徑砷暴露)的群組的肺癌死亡率研究和智利飲水砷暴露人群肺癌的病例-對照的對比研究發現，2 種砷暴露途徑下，尿砷濃度和肺癌風險之間的劑量-反應關系和致癌斜率相似，提出砷致肺癌風險可能只與人體接觸砷的劑量有關，而與無機砷進入人體的途徑無關。因此，砷進入人體的暴露途徑是否是砷毒性作用后果的決定因素尚無定論。目前砷暴露評價和風險評價只針對一種途徑的砷暴露，很少有研究將2 種暴露途徑的砷中毒同時研究。

砷元素在生態環境中的毒性效應不僅與砷的總量有關，還受其賦存的形態的影響[50-51]。自然界存在20 多種形態的砷化合物，其毒性具有顯著差異。一般認為三價砷的毒性比五價砷強，無機砷的毒性比有機砷強。以砷化合物的半致死量LD50(mg·kg-1)計，其毒性由大到小依次為:As3+(亞砷酸，arsenite)(14) ＞As5+(砷酸，arsenate)(20) ＞ MMA5+(一甲基胂酸，monomethylarsonic acid)(200 ～1 800) ＞ DMA5+(二甲基胂酸，dimethylarsinic acid)(200 ～2 600) ＞AsC(砷膽堿，arsenocholine)(＞6 500) ＞AsB(砷甜菜堿，arsenobetaine)(＞10 000)。飲水型砷中毒病區，地下水中的砷形態通常以無機砷(As3+和As5+)為主，As3+是地下水中主要的水溶態砷。在密西根漢福德地區的14 個水井中有11 個As3+含量占總砷含量的比例達到(86±6)%[52]。在臺灣烏腳病區，As3+/As5+比值達到3.2[53]。飲水中砷的形態組成可能與砷中毒的流行和癌癥的高發有關。有研究發現，內蒙古砷病區飲水中As3+/As5+的比值和砷中毒呈顯著的劑量-反應關系，輕、重和特重病村分別為0.11、0.55 和1.0，且特重病村癌癥高發[54]。

砷在煤中屬于揮發性較強的元素，無論是有機砷還是無機砷經燃燒后幾乎都生成劇毒的三氧化二砷，并富集在細顆粒中。陜南燃煤型砷中毒病區室內外空氣砷的分級分布研究發現，砷主要富集在粒徑小于2.1 μm 的顆粒物中，病區室外空氣中粒徑小于0.43 μm 的顆粒物砷含量是北京地區(大屯)的3 ～5 倍[55]。砷在不同粒徑顆粒物中的含量隨著粒徑的減小表現出上升趨勢[56-57]。粒徑小于2.5 μm的顆粒物可以直接進入人體肺部并沉積，因此對人體健康的危害更顯著。除了顆粒物的粒徑，空氣中砷對人體的健康危害還可能跟砷的化學形態有關。由于分離和提取技術的限制，人們對空氣中的砷形態知之甚少[57]。研究發現，空氣中的砷以無機形態為主[58-60]，也有學者在大氣顆粒物中檢測到了少量有機砷MMA 和DMA[61]。

食物是環境砷進入人體的重要途徑，引起國內外學者的廣泛關注[43,46,51,62]。海藻是目前砷含量最高的水產品之一，其砷主要以砷糖、AsB 和AsC 等形式存在，一般認為是無毒的。相比蔬菜以及玉米等谷物，大米具有更強的富砷能力，含砷大米導致的健康風險是近年來的研究熱點。特別是在亞洲地區，大米是居民的主食。Zhu 等[46]指出，大米中的無機砷占總砷的比例波動較大(10%～90%)，平均50%。盡管X射線吸收光譜已經證實了無機As3+(iAs3+)是大米中砷的主要形態[63]，但目前關于大米形態砷的報道依然較少，主要是因為缺少可靠的形態砷提取方法。Huang 等[64]分析了來自中歐和東亞地區的121 個市售大米的形態砷，發現平均90%的無機砷是As3+。因此，對于砷的健康風險來講大米等食物途徑攝入的砷量不容忽視。但無論飲水還是燃煤型砷中毒病區，關于食物中砷的形態研究都非常有限。此外，目前有的砷暴露量評估一直基于食物原材料中的砷濃度，但是原材料在儲存、清洗、去皮、烹飪過程都可能引發總砷濃度以及砷的形態改變，影響砷暴露的健康風險。研究表明，用未受污染的水煮蔬菜，可以降低蔬菜中60%左右的砷[65]。另一項來自智利的研究表明，用高砷水烹飪蔬菜(特別是大蒜和玉米)，導致總砷濃度顯著增加[43，61，66]，這可能是大米螯合了水中的砷。食物烹飪過程溫度升高，也可能導致砷的形態發生改變。Van Elteren 等[67]研究發現160℃加熱24 h 以后，水溶液中的砷甜菜堿(AsB)轉化為三甲基砷氧化物(trimethylarsineoxide,TMAO)(占總AsB 的11%)和四甲基砷(tetramethylarsonium ion,TETRA)(占總AsB 的68%)，DMA5+轉化為MMA5+(占總DMA5+的5%)、As3+(占總DMA5+的3%)和揮發性物質，MMA5+轉化成As5+(占總MMA5+的9%)和As3+(占總MMA5+的39%)。

由此可見，盡管國內外學者對環境介質中不同形態砷的分布和遷移轉化做了大量研究，但在進行暴露評估和健康風險評價時，很少考慮到暴露途徑和砷的形態對評價砷的生物有效性和毒性的差異。分析所有暴露傳輸介質中砷的含量和形態，可以加深人們對砷的毒性、生物有效性的理解，對于研究砷從環境到人體中的轉化和對人類健康的影響有重要意義。

5 地方性砷中毒病區人體中砷的負荷量及其與環境砷暴露的關系研究

砷進入人體后，通過血液循環擴散到全身各器官。人體內砷的負荷是指砷暴露后人體各種組織、體液或排泄物中存在的砷，包括血液、尿、頭發、指甲及唾液等。人體內的砷負荷直接反映人體實際的砷暴露劑量，不需考慮環境砷的可利用性和人體對砷的吸收能力。人體砷負荷研究有助于解釋砷在人體內的代謝、轉化機制;靈敏地指示砷暴露或者砷中毒的發生，為評價砷暴露的劑量-反應關系提供可檢測的指標。

砷在血液中的半衰期非常短，大部分砷在數小時內可從血液中消除[68]，因此血砷反映的是近期的而非長期的砷暴露。但是血液的基質復雜，含有大量生物細胞和蛋白，增加了血液中的砷尤其是砷形態的分析難度。頭發和指甲含有大量角質蛋白，其中的巰基(-SH)容易與砷結合，因此是最常用的人體砷負荷指標。實驗表明，砷膽堿不會在頭發中累積，因此發砷不受海鮮等食品中有機砷的干擾[68]。砷從血液中進入頭發和指甲，達到平衡后其砷含量不再受血砷濃度的影響，因此，發砷和指甲砷能夠穩定地指示過去的砷暴露程度。但是，人體出現砷中毒的發砷含量閾值一直不明確。孟加拉國、尼泊爾以發砷1.0 mg·kg-1作為砷中毒危險水平[69]。內蒙古八音毛道農場的研究表明，在不同劑量、攝入砷總量和暴露時間下，發砷蓄積達到約2.0 mg·kg-1時出現臨床皮膚改變[39]，而陜南燃煤砷污染區無臨床癥狀的砷暴露人群發砷含量均值卻高達7.83 mg·kg-1[40]。對比內蒙古巴音毛道農場和陜南病區的研究結果，發現陜南病情輕于內蒙古，但發砷含量顯著高于內蒙古，高體內砷負荷與低砷中毒相矛盾[40]。燃煤型病區人群在空氣砷暴露過程中，砷可能滲透進入頭發導致高發砷含量，因此，燃煤區發砷是否真實反映人體的有效砷暴露以及內外源砷的比例有待進一步研究。

進入人體的砷，少部分蓄積在毛發、指甲以及內臟器官中，大部分的砷以代謝產物的方式迅速隨尿排出體外[70]。每天連續攝入等劑量的砷(0.125 ～1.00 mg)，5 d 內尿液中砷的濃度將達到平衡，每天砷通過尿液的排出量約占攝入劑量的60%[71]。當人體暴露于高砷環境，尿中的總砷濃度會顯著提高，并與環境的砷污染程度相關。研究顯示，尿總砷與飲水砷濃度呈顯著正相關[72-73]，室內燃煤同樣導致尿總砷顯著提高[74-75]。

無機砷進入人體主要在肝臟內發生甲基化代謝反應，在氧化還原酶和甲基化轉移酶的參與下，砷在人體內產生一系列代謝產物和中間產物，其生物轉化過程大體為:iAs5+→iAs3+→MMA5+→MMA3+(一 甲 基 亞 胂 酸，monomethylarsonous acid)→DMA5+→DMA3+(二甲基亞胂酸，dimethylarsonous acid)。砷的甲基化過程，是人體的解毒過程，但在砷暴露人群的尿中檢測到了三價的甲基化砷(MMA3+和DMA3+)[76-77]，其毒性比無機砷更強[78-79]。有研究報道MMA3+很可能是無機砷在體內代謝的產物中能夠引發基因改變的砷化合物[80]。各種砷形態占總砷的比例以及一甲基化率(PMI= MMA/(iAs3++iAs5+))、二甲基化率(SMI=DMA/MMA)，是人體中各種甲基化酶活性的指標[81]，也是常用的砷甲基化代謝能力的指標。飲水和燃煤砷污染區砷暴露人群的甲基化代謝研究都發現，砷的甲基化代謝能力與性別、年齡有關，甲基化的砷代謝能力增強能夠降低個體患皮膚損傷的風險[82]。

砷在人體內的代謝過程及其毒性作用，還與人體接觸砷的持續時間和強度有關。飲水型病區，屬持續暴露，砷暴露的強度也相對穩定;而燃煤型病區，烤火期時長為3 ～4 個月，與非烤火期的砷暴露量顯著差異，屬間斷性暴露，暴露強度與燃煤類型、燃燒方式和人的活動等密切相關。人群持續砷暴露與暴露3 個月后有9 個月時間去代謝，兩者所產生的健康后果應該差異顯著。但是，目前針對砷暴露人群的研究多為橫斷面調查，難以反映出人體砷暴露、代謝以及疾病演變的過程。因此，迫切需要對人體內砷的代謝過程進行長期跟蹤研究。

6 結論和展望

由以上的分析可以看出，全球大面積存在地下水砷含量異常導致的地方性砷中毒，可以為開展環境砷暴露的健康風險研究提供大量的基礎數據，但由于引起地方性砷中毒的環境因素單一，由此開展的環境砷暴露與健康效應關系的研究也多集中基于單一飲水砷暴露與健康的關系。而實際上，人體砷暴露往往是多途徑的累積暴露，尤其是由人類活動(礦業開采和冶煉、工業活動等)導致的砷污染通常都是多要素的，因此，基于單一暴露途徑的地方性砷中毒的數據開展人體多途徑聯合砷暴露的健康風險研究時，其結果必然存在較大的不確定性。

我國特有的燃煤型地方性砷中毒為開展環境砷暴露另一主要途徑——呼吸暴露的健康風險提供了現場。目前為止，盡管有關燃煤型地方性砷中毒的流行規律、煤中砷的含量和形態、煤燃燒過程中砷的釋放和燃煤型砷中毒的控制方面都取得一定的成績，但與飲水型砷中毒相比，對燃煤型砷中毒，尤其是對燃煤型砷中毒在呼吸鏈砷暴露健康風險研究的基礎作用，重視不夠。主要表現在:(1)有關燃煤型砷中毒的砷污染與健康效應研究自成體系，未與飲水型砷中毒的水砷暴露的健康效應進行對比;(2)關于燃煤型砷中毒地區砷的暴露估算十分困難，一方面，影響呼吸暴露的因素更加復雜，除受煤砷的含量、形態因素影響外，更與暴露人群的居住條件、個人生活行為方式等因素有關;另一方面，燃煤型砷中毒地區砷的暴露途徑更加多樣化，除呼吸暴露外，室內烘烤污染食物、燃燒后的煤渣中砷通過淋溶作用污染的土壤及水體，都可通過糧食、蔬菜或飲用水進入人體;(3)目前關于砷暴露與地方性砷中毒關系的研究往往基于一次或多次橫斷面的調查，對于飲水型砷中毒來說，由于水砷含量、形態和暴露途徑等相對穩定，具有較好的代表性，但對于燃煤型砷中毒來說，砷暴露受煤源、使用強度、居住條件、季節、甚至天氣狀況的影響。因此，未來的研究重點，應當從區域著手，以典型飲水型砷中毒和燃煤型砷中毒病區為對象，以病區病人的臨床皮膚病變和人體砷負荷為健康效應終端，對比研究燃煤型和飲水型砷中毒區地理生態系統中各要素中砷的來源、砷在環境中遷移轉化和含量、形態變化與健康效應的關系，推算呼吸鏈砷暴露的評估，建立各要素砷聯合暴露的累積暴露評估方法，為進一步開展人體多途徑聯合砷暴露的健康風險研究提供基礎。

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