某焦化企業周邊兒童重金屬經口綜合暴露健康風險

陳月芳,許錦榮,段小麗,曹素珍*,孫善偉,康藝瑾

某焦化企業周邊兒童重金屬經口綜合暴露健康風險

陳月芳1,2,許錦榮1,段小麗1,2,曹素珍1,2*,孫善偉1,康藝瑾1

(1.北京科技大學能源與環境工程學院,北京 100083；2.工業典型污染物資源化處理北京市重點實驗室,北京 100083)

針對焦化企業開展的研究多關于企業工藝流程、污染物排放特征、周邊環境有機物污染特征等方面,鮮有關注企業周邊人群的重金屬暴露及其健康風險的問題,本研究以我國北方某焦化企業為案例區,以當地兒童為研究對象,基于環境暴露行為模式問卷調查和現場實地樣品的采集分析,探討飲用水、土壤和食物介質中5種重金屬(Pb、Cd、Cr、Ni和As)的污染特征,并分析兒童經口途徑對飲用水?土壤和食物中重金屬的暴露和健康風險水平.研究結果表明,焦化企業周邊環境污染尚不突出,但兒童經口綜合暴露的非致癌風險水平為0.74~6.30,是可接受風險水平的1~6倍,非致癌風險主要來自食物As暴露.兒童致癌風險水平為1.76×10-4~7.75×10-3,是可接受最高風險水平(1.0×10-4)的幾倍至幾十倍,且主要歸因于Cr經食物的暴露.本研究表明食物的經口暴露是各重金屬經口綜合暴露的主要途徑,占經口綜合暴露量的90%以上;焦化企業周邊環境重金屬污染雖不嚴峻,但可能會當地兒童帶來嚴重的健康風險,需引起重視.

兒童；重金屬；焦化企業；暴露評價；健康風險評價

焦化過程產生的大量重金屬可通過干濕沉降或地表徑流等過程進入土壤、水體和食品等環境介質中,最終經過食物鏈富集進入人體從而對人體健康帶來危害.識別并評價焦化企業周邊人群重金屬暴露的健康風險及主要風險來源,對于防范人體暴露的健康危害具有十分重要的現實意義.中國是世界上最大的煤炭生產和消費國,而山西作為我國煤炭重要存貯和開采基地,其煤炭產量占中國煤炭產量的24.46%[1].煤炭相關工業活動的發展,在帶動經濟社會發展的同時,也給水體、空氣、土壤等環境帶來嚴重的污染和考驗.Qian等[2]研究表明,2000年以后我國大氣環境鉛主要來自煤炭的燃燒使用.山西省焦化企業的生產排放是華北地區空氣揮發性有機污染物污染的重要來源[3].Cao等[4]對北京市某廢棄焦化廠周邊土壤多環芳烴的研究表明,土壤中16種多環芳烴含量高達314.7~1618.3mg/kg,處于中度污染水平.Li等[5]發現,在無控制條件下我國焦化廠揮發性有機化合物的排放因子為3.065g/kg焦炭,焦化行業揮發性有機化合物的年排放量由1949年的3.38Gg增加到2016年的1376.54Gg.總體來看,以往對焦化企業的研究多關注于多環芳烴、苯系物等有機污染及其人體暴露的健康風險評估[6-10],鮮少關注重金屬的污染及人體暴露健康風險.雖然煤炭中重金屬含量相比礦石等較低,但是與其他國家或地區煤炭中元素含量相比,中國煤炭尤其是山西煤炭中重金屬的含量更高[11],焦化企業在焦化期間可使煤炭中重金屬大量釋放[12],有研究表明焦化廠煤場土壤由于長年直接裸露于煤堆下,在雨水淋濾、土壤吸附阻滯等綜合作用下,其表層重金屬As、Cr、Cd和Pb等含量均高于底層土壤[13].同樣有研究表明,焦化廠周圍降塵中As、Pb、Ni 等重金屬污染物的含量遠高于對照區和其他城市大氣降塵中金屬含量,焦化廠對周圍大氣降塵中的金屬含量貢獻較大[14],在對蘇南某焦化廠研究中也發現焦化廠附近土壤和地下水受到了不同程度Pb、As等重金屬污染[15].且相比于有機污染物及一般重金屬類污染物,重金屬和類金屬Pb,Cd,Cr、Ni和As的長期低劑量暴露,可對人體帶來如肺癌,腎功能不全,認知障礙,慢性支氣管炎,神經系統損傷等影響[16-18].因此,開展焦化企業周邊人群Pb,Cd,Cr、Ni和As等重金屬暴露的健康風險具有重要的現實意義,可為其健康風險的防范提供參考依據.

環境中的重金屬主要通過土壤、飲用水、空氣和食物四種環境介質經口、經呼吸和經皮膚的暴露途徑進入人體[19-20].近年來隨著對人體暴露健康風險認識的不斷提高,污染物人體多介質多途徑暴露的研究成為熱點,針對鉛鋅冶煉區、鉛酸蓄電池企業、污水灌溉區等典型重金屬污染企業周邊人群多介質多暴露途徑研究表明,經口暴露對總暴露健康風險的貢獻達80%以上,說明經口暴露是人群重金屬暴露健康風險的主要途徑[7,21-23],因此,準確評估重金屬等污染企業周邊人群經口暴露的健康風險一定程度上可為了解其重金屬暴露總暴露的健康風險提供重要的依據.那么,對于焦化企業而言,重金屬經不同介質的經口暴露水平如何,經多介質的綜合暴露風險又如何,優先控制哪種暴露途徑以防范健康風險,目前仍缺乏有說服力的數據支撐.鑒于兒童手-口接觸行為較多[24],且兒童因其較高的吸收率,低排出率,是重金屬和類金屬暴露的敏感人群[25-26],開展兒童重金屬經口綜合暴露的研究有重要意義[27].基于此,亟需針對焦化企業周邊兒童重金屬經口綜合暴露的健康風險開展深入研究.

綜上,本研究以我國北方某焦化企業所在地為研究案例區,以當地兒童為目標人群,系統分析兒童外暴露的環境介質,如飲用水、食物、土壤中典型有毒有害重金屬Pb,Cd,Cr、Ni污染特征.考慮到As是煤非常重要的特征污染物,且對人體健康可造成嚴重危害,故本研究也將類金屬As作為重要的金屬污染物質開展研究.基于兒童環境暴露行為模式特征,利用美國環境署(USEPA)推薦的暴露評估模型和健康風險評價模型探討焦化企業周邊兒童經口途徑對環境重金屬的暴露水平及其健康風險.通過本研究的開展,以期(1)量化中國典型焦化企業周邊兒童外暴露的飲用水,食物和土壤中5種典型重金屬的污染水平;(2)量化人群經口途徑的多介質重金屬綜合暴露量,以及每種介質對經口多介質重金屬綜合暴露的貢獻;(3)評估重金屬經多介質經口暴露的致癌和非致癌健康風險,從而為環境風險管理、企業周邊兒童健康風險防范提供依據.

1 材料和方法

1.1 研究區域

本研究所選焦化企業是中國最大的焦化廠之一,位于山西省某鎮,焦化廠周圍有住宅區、小學和農田.受當地常年偏北風向的影響,住宅區、小學和商業活動區位于該焦化廠10km范圍內下風向.除該焦化廠外,該地區無其他大型企業,無高速公路且車流量較少.

1.2 環境暴露行為模式問卷調查

考慮到相較高齡兒童,低齡兒童的手-口行為更為頻繁;且兒童早期環境暴露的健康危害對其終生的健康影響更為突出[28-30],同時兼顧兒童對其行為模式的認知能力,本研究關注小學一年級的7~8歲兒童.在獲取知情同意的前提下,在焦化企業所在鎮唯一的小學里根據學生人數采用電腦隨機抽樣的方式隨機選15人(占班級總人數1/2),結合調查對象的入戶意愿、時間安排等因素,最終于當地招募了7~8歲兒童10名開展環境暴露行為模式問卷調查.問卷調查內容包括飲食行為,日常活動模式和生活方式等,以獲取相關暴露參數信息和關鍵風險因素.飲食行為調查內容包括日常攝入的食物和飲用水的類型?攝入頻次和攝入量等;日常活動模式調查內容包括活動場所,活動范圍和活動時間等;生活方式調查內容包括土壤的攝入行為和頻次等信息.環境暴露行為模式問卷調查通過一對一,面對面詢問兒童家長或監護人的形式開展.

1.3 樣品采集和分析

1.3.1 現場取樣 在獲取知情同意的前提下,入戶開展兒童環境暴露行為模式調查時,采集兒童外暴露的飲用水?食物和家庭庭院土壤樣品,以評估兒童經多介質經口暴露途徑的重金屬攝入量和健康風險.

水樣:現場預調查表明,當地居民的飲用水均為自來水,因此本研究現場樣品采集時通過入戶的方式采集兒童家庭的飲用水樣品.采集時,每個家庭將直接飲用的水裝入預先清洗過的100mL聚四氟乙烯采樣瓶中.每個家庭采集1個飲用水樣,考慮質量控制等因素共采集13個飲用水樣.每個樣品采集后立即滴加兩滴65%的濃HNO3后,冷藏運輸至實驗室并于-4℃冰箱保存,盡快完成分析.

土樣:入戶采集每個兒童家庭庭院的表層土(0~20cm).采集時,根據家庭庭院的布局并結合兒童的日常活動模式,按S型或梅花型等布設3~5個子采樣點,每個子采樣點等量采集并混合為1個土壤樣品(約1kg).去除沙石、根系等雜質后,混勻,用四分法取約500g裝入潔凈自封袋中.

食物樣:基于環境暴露行為模式問卷調查結果,同時結合入戶時膳食來源調研結果,從當地采集18種兒童攝入頻次較高的新鮮蔬菜:韭菜?歐芹?生菜?蒜?白菜?大白菜?菊花?菠菜?番茄?南瓜?西葫蘆?黃瓜?辣椒?茄子?菜豆?白蘿卜?土豆?蘆筍.每個食物樣品均從3~5個售賣店等量采集后混勻而成,即每個蔬菜樣品都經過3~5個子樣本整合.預調查發現,當地人主食以小麥及其制品為主,因此為了反映人群食物的實際暴露特征,入戶時從每家收集小麥樣品(約50g).考慮到入戶的兒童以蔬菜攝入為主,本研究未考慮肉及其制品.

同時,為了減少樣品采集帶來的誤差,各種介質樣品采集時均設置現場空白樣品,平行樣品及全程序質量控制樣品.

1.3.2 樣品前處理 飲用水樣:為減少外來污染,本研究飲用水樣品過0.45μm濾膜后,于4℃冷藏保存,待分析.

土樣:土壤樣品于室溫下風干,經瑪瑙研缽研磨后分別過20目和100目尼龍篩,用于土壤樣品pH值和重金屬的分析.將過100目的篩分樣品取0.1000g于聚四氟乙烯消煮管,用HNO3-HF-KClO4酸體系于微波消解儀(MARS 5, CEM)消化制備土壤樣品[31],可重復執行消解程序,直到消解管無深色顆粒.然后用超純水將消解液少量多次轉移至趕酸管,于90℃趕酸儀趕酸直至最后一滴,用2%稀硝酸溶液溶解并稀釋至50mL,過0.45μm濾膜后,于4℃冷藏保存,待分析.

食物樣:徹底清洗后,將食物樣品的可食部分切成小塊,于-75℃下真空冷凍干燥后,將凍干樣經木制研缽研磨并過100目尼龍篩.取0.5000g粉末樣于聚四氟乙烯消煮管,加入2mL 65%濃HNO3冷消化30min;再加入1mL H2O2進一步冷消解10min;用以下程序消解食物樣品:階段Ⅰ,50%功率,升溫至150℃,保持10min;階段II,80%功率,升溫至180℃,保持10min;階段III,40%功率,降溫至100℃, 10min.消解程序可重復執行,直至無深色殘渣.然后用超純水將消解液少量多次地轉移至趕酸管,于90℃趕酸儀趕酸直至最后一滴,用2%稀硝酸溶液溶解并稀釋至50mL過0.45μm濾膜后,于4℃冷藏保存,待分析.

質量控制:為減少樣品前處理過程的誤差,每種介質樣品前處理時,均同時設置10%平行處理樣品、試劑空白樣品、10%標準物質處理樣品(水體成分分析標準物質GBW08607和GBW080255,潮褐土標準物質CSZ-ZWY-1,小麥成分標準物質GBW10011,白菜成分標準物質GBW10014,白蘿卜成分分析標準物質GBW10047等).

1.3.3 樣品檢測 前處理制備好的土壤等樣品用超純水稀釋至適當濃度后,用電感藕合等離子體質譜儀(ICP-MS, Agilent, 7500a)和原子熒光分光光度計(吉天,AFS-8230)分別測定Pb、Cd、Cr、Ni和As.ICP-MS測量前,在優化條件下[32]使用多元素標準品校準液來調節儀器,并量化測定的結果.環境外暴露樣品測試的相對標準差RSD￡5%,標準物質質控樣品的回收率為91%~103%,說明本研究測量方法和數據的準確性和可靠性較好.

1.4 重金屬暴露量評估

不同介質暴露于人體的途徑不同,但主要暴露途徑包括經口暴露、經呼吸暴露和經皮膚的暴露.飲水、食物、土壤環境介質是重金屬經口暴露的主要路徑[33].本研究根據USEPA推薦的污染物暴露評價模型,對人體經飲用水?食物和土壤介質經口暴露途徑的日均暴露劑量進行估算后,通過各介質暴露量與多介質經口綜合暴露量的分析可揭示不同環境介質對兒童經口綜合暴露的貢獻.

根據USEPA推薦的暴露評價方法[34],可用如下模型估算化學物經口暴露途徑的日平均暴露劑量(ADD)[mg/(kg?d)].

式中:為化學物濃度, mg/kg或μg/L; Ing為攝入量, mg/d或mL/d,EF為暴露頻率, d/a; ED是暴露持續時間, a; BW是以kg為單位的體重; AT為平均暴露時間,d.食物和水的攝入量Ing、暴露持續時間和體重等參數基于現場行為模式問卷調查獲取;平均暴露時間參數取自美國環保署EPA參數手冊[34],其他參數如土壤攝入量等取自中國人群暴露參數手冊兒童卷[35].相關暴露參數的具體取值如下表1所示.

表1 經口暴露評估相關暴露參數

在進行食物經口暴露評價時,基于問卷調查獲取兒童對主要食物的攝入量信息,即日常攝入的各種類型食物的攝入量信息,結合不同食物中污染物的水平以評價其食物的累積綜合暴露量.食物的累積暴露量用如下評價模型:

本研究主要考慮蔬菜和主食類食物,故綜合考慮小麥、白菜、土豆、黃瓜等19種食物類型.

1.5 健康風險評估

化學物質的健康風險根據其毒理學性質分為有閾(即非致癌性)和無閾(即致癌性)兩類,污染物的非致癌風險用危險熵(Hazzard Quotient, HQ)表示,可通過每個暴露途徑的日均暴露劑量(Average Daily Dose, ADD)除以特定經口暴露參考劑量(Reference Dose, RfD)來計算[36].評價模型如下:

式中:RfD為某種污染物某種暴露途徑下的參考劑量(mg/(kg×d)).當HQ<1時,表明污染物經該暴露途徑的非致癌風險可接受,可能帶來的健康風險較小;而當HQ31時,認為可能存在潛在的非致癌風險[37].此外,為獲得所有種類化學物質的潛在非致癌風險,需要將不同化學物質HQ相加得到總非致癌風險危險指數[38](Harzard Index,HI).

如果有多種暴露途徑,可用綜合暴露危險指數(HIt)來表示不同介質的綜合非癌癥風險,表示如下[36]:

當HIt<1時,表明污染物經多介質綜合暴露途徑的非致癌風險可接受,可能帶來的健康風險較小;而當HIt31時,認為可能存在潛在的綜合非致癌風險,則需再細分每種介質暴露的風險,分別評價其潛在危害[37].

終生增量癌癥風險(Lifetime Incremental Cancer Risk,ILCR)是評估個體因接觸潛在致癌物而在一生中患癌的增量概率[36].對于化學物質的癌癥健康風險,用ILCR評價:

式中:SF為某致癌物質的癌癥斜率因子(kg×d)/mg.若評價多種無閾化學物質的綜合致癌風險,可不考慮化合物之間的相互作用,將每種無閾化合物的致癌風險相加即可評價其綜合致癌風險.綜合USEPA及其他機構對無閾化合物致癌風險閾值的限定,本研究將1.0×10-6~1.0×10-4設為可接受的致癌風險水平.

根據國際癌癥研究機構(IARC)對化合物毒性的定義和分類[39],本研究將Pb,Cr,Cd,Ni和As視為可經口暴露途徑產生非致癌健康效應的化合物,同時考慮Cr和As經口暴露產生的潛在致癌風險.各化合物相應的RfD和SF值見表2[40].

表2 各金屬的參考劑量和癌癥斜率因子

注:NA為不適用.

1.6 統計分析

為反映人群重金屬暴露的分布特征及不確定性,本研究使用Crystal Ball軟件(16.0)進行蒙特卡羅模型的演算,模擬計算10,000次迭代.相關統計分析和多元回歸分析采用SPSS(20.0)軟件進行.

2 結果與討論

2.1 重金屬污染特征

由表3可見,家庭庭院土壤中Pb、Cr、Ni和Cd的水平與山西省土壤自然背景值相比均略高[42],但均低于國家土壤環境第一類用地質量標準(GB 36600-2018)[43]限值.土壤中As含量較高,均值不僅超過山西省土壤背景值,而且是國家土壤環境第一類用地質量標準(GB 36600-2018)限值20mg/kg[43]的2.58倍,這與其他焦化廠周邊土壤污染特征相似[44],可能由于焦化廠在生產過程中使煤炭及燃煤飛灰中的As大量釋放,進入土壤環境后在雨水淋濾、土壤吸附阻滯等綜合作用下導致土壤重金屬污染.

表3 各環境介質重金屬濃度

表4 蔬菜中重金屬的含量

飲用水中所有重金屬的濃度均低于國家生活飲用水衛生標準(GB 5749-2006)中相應的限值[45],表明本研究案例區飲用水的重金屬污染尚不突出.然而,蔬菜Cr和As污染較重,是國家食品標準(GB 2762-2017)污染物相應限值[46]的2.68和3.82倍.相比之下,小麥中Pb的污染更為突出,其平均濃度為相應限值的1.45倍,由于國家食品標準(GB 2762-2017)缺少Ni污染物食品限值,故在本研究中暫不討論其污染情況.結果表明,盡管土壤中Cr和As的含量不高,但蔬菜易通過根系吸收等途徑累積土壤Cr和As從而造成污染[47],并通過食物鏈富集導致兒童重金屬暴露的風險[48-49].此外,蔬菜中Pb和As有較高的相關性(Spearman= 0.713,<0.05),表明食物中Pb和As可能具有相同的污染源.

為深入研究每種食物的重金屬污染及富集特征,表4列出了所有當地采集蔬菜種類重金屬的濃度.不同種類蔬菜表現出不同的土壤重金屬富集性,有研究發現葉菜類重金屬積累量最高,其次是莖類蔬菜,而果類蔬菜累積量最低,不同類型蔬菜重金屬的積累與土壤中重金屬含量呈顯著正相關[50].本研究中,與莖類蔬菜(白蘿卜和大蒜)和果類蔬菜(南瓜,黃瓜,辣椒,茄子和青豆)相比,葉類蔬菜(卷心菜,菠菜,生菜,歐芹等)積累了更多的鉛,但土壤和蔬菜中的重金屬含量之間無顯著相關性.這一結果可能由于本研究關注的是家庭庭院土壤而非農耕土壤,農耕土壤和家庭庭院土壤的重金屬來源存在差異所致.

2.2 兒童重金屬日均暴露劑量

人體經口暴露途徑的介質主要包括飲用水、食物和土壤[34].根據每種環境介質中重金屬的含量,以及基于現場人群行為模式調查問卷和中國人群暴露參數手冊(兒童卷)獲取的兒童飲用水,食物和土壤的攝入量以及相關暴露參數,利用暴露評價模型評估兒童經不同介質對重金屬的日均暴露劑量,綜合暴露量如圖1a所示.結果表明,不同重金屬的日均暴露劑量為Ni>Cr>Pb>As>Cd. Ni的日均暴露劑量最高,達22.08μg/(kg?d),遠高于其他四種重金屬[0.73~ 4.58μg/(kg?d)],綜合環境介質的污染特征及人群攝入特征,主要是由于兒童攝入的食物中Ni含量相對較高所致.該焦化企業周邊兒童Pb、As和Cd的日均暴露特征與某典型礦區周邊兒童和成人重金屬的暴露量相似[51-52],其中As的日均暴露劑量[1.89μg/(kg·d)]遠低于某燃煤型砷污染區人群的暴露劑量[50~70μg/(kg·d)][53],可能與本研究相對較低的環境砷污染特征有關.此外,本研究兒童對鉛的日均暴露劑量較低為3.35μg/(kg·d),可能由于兒童鉛暴露外環境的差異和本研究僅關注有限暴露介質和暴露途徑的原因,其暴露量遠低于某涉鉛企業周邊兒童的鉛暴露量[44.8μg/(kg·d)][54].

圖1 兒童經不同介質的經口綜合日均暴露量及其相對貢獻

a:暴露量; b:貢獻率

每種暴露介質對兒童多介質經口日均綜合暴露劑量的貢獻如圖1b所示.結果表明,不同重金屬經飲用水途徑占經口綜合暴露劑量的貢獻整體較小;相比其他重金屬,Cr經飲用水暴露的貢獻最高,占6.04%.不同重金屬經土壤暴露的貢獻水平與飲用水相似,相比其他重金屬,As經土壤暴露的貢獻最高(4.9%).對所有重金屬而言,兒童經食物途徑的暴露量占其經口綜合暴露劑量的90%以上,是重金屬經口日均暴露劑量的主要來源.特別是Ni和Cd,經食物的暴露量分別占綜合暴露量的99.48%和99.75%.由此表明,相比其他環境介質而言,食物是兒童經口暴露重金屬的主要途徑,也可能是兒童重金屬暴露健康風險的主要來源,需重點關注.

2.3 健康風險特征

2.3.1 非致癌風險 根據每種污染物的ADD和RfD,評估當地兒童經多介質經口暴露重金屬的非致癌風險.不同重金屬經不同介質暴露的綜合非致癌風險見表5,各介質兒童經口非致癌健康風險如圖2所示.

兒童經多介質經口途徑對重金屬的綜合暴露非致癌風險HIt為12.06,遠遠超過可接受的非致癌風險水平(1),且主要來源于As和Pb的暴露,二者分別貢獻50%和20%.不同重金屬經口綜合暴露的非致癌風險水平為As>Pb>Cr>Ni>Cd,其中As、Pb、Cr和Ni經口暴露非致癌風險均高于可接受風險水平(1),該結果與典型礦區周邊兒童重金屬非致癌風險結果一致[51].考慮到該焦化企業是當地唯一潛在的污染源,周圍環境中的As污染可主要歸因于該企業煤的焦化處理[55].因此,推測該企業在焦化過程中燃煤引起的As和Cr等重金屬污染可對當地兒童帶來潛在的重金屬暴露健康風險.但是,當地兒童重金屬暴露健康風險的增加有多少歸因于該企業,有待借助其他方法進一步深入研究.

表5 兒童經多介質經口綜合暴露非致癌風險

圖2 兒童經多介質經口重金屬暴露的非致癌健康風險

從圖2來看,總體上飲用水和土壤經口暴露途徑的非致癌風險較小,不同重金屬經土壤和飲用水暴露的非致癌健康風險分別占經口綜合非致癌風險的0.07%~4.90%和0.22%~6.00%.不同介質對兒童經口綜合暴露非致癌風險相對貢獻的分布與其日均暴露量貢獻的分布相同.兒童經口非致癌風險主要來自食物攝入途徑.各重金屬經食物暴露的非致癌風險占經口綜合暴露非致癌風險的90%以上.根據兒童環境暴露行為模式問卷調查發現,當地兒童基本以食用當地自產食物為主.這意味著當地食品中重金屬污染將成為兒童暴露重金屬的主要途徑和直接的風險來源,防范該焦化企業周邊兒童經口暴露重金屬的風險需從當地食品中重金屬污染的管理著手.

此外,本研究表明雖然焦化企業周邊環境未受到重金屬的嚴重污染,且兒童未暴露于嚴重污染的環境中,但是受污染物毒性及兒童行為活動特征的影響,其外暴露的生活環境仍可給當地兒童帶來潛在的重金屬暴露非致癌健康風險.

2.3.2 致癌風險 兒童經多介質經口重金屬暴露的綜合致癌風險如表6所示,不同介質對經口綜合暴露致癌風險的貢獻如圖3所示.

表6 兒童經口多介質暴露致癌風險

圖3 兒童經不同介質對重金屬綜合暴露致癌風險的貢獻

Table 3 Contribution of each medium to the cumulative carcinogenic risks of children to metals

a:Cr; b:As

結果表明,Cr和As經多介質經口暴露的致癌風險均高于可接受的風險水平,分別為最大可接受風險水平(10-4)的77.53倍和1.75倍.不同重金屬來看,Cr暴露的致癌風險遠高于As,約為As的44倍,經口暴露途徑的致癌風險主要歸因于Cr的暴露.從不同暴露途徑來看(圖3),重金屬Cr經食物暴露的致癌風險占經口綜合暴露致癌風險的73%以上.同樣有研究表明,某煤礦區周邊重金屬Cr經食物暴露的風險最大[56],可能由于當地小麥和蔬菜等食物根部對土壤中Cr的吸收能力較強,且兒童經食物途徑的暴露量較高等原因造成.此外,As也對兒童構成潛在的致癌風險,食物途徑對經口綜合暴露的貢獻達90%以上.有其他類似研究報道,盡管As健康風險并不高,但風險水平高低與當地居民食用的食品有關[57].因此,本研究表明該焦化企業周邊兒童可能存在較高的Cr暴露致癌風險(>1.0×10-4)和一定的As暴露致癌風險,兩種污染物的防治對降低致癌風險至關重要.且食物中重金屬的暴露會對當地兒童帶來較高的致癌風險,關注食品重金屬風險管理對防范兒童重金屬暴露的健康風險起重要作用.

2.4 不確定性分析

理想情況下,人群環境重金屬暴露的健康風險評估需基于一定數量的群體開展,且其健康風險評價結果的準確性受樣品的分布?樣品的均質性?人群代表性?暴露參數的準確性?模型穩定性等因素的影響.受抽樣過程人群合作意愿等局限,本研究只調查了一定數量的個體及其外暴露的環境樣本,可能造成本研究的風險評價結果受樣品均質性的影響.此外,使用生物可利用濃度或生物可獲取濃度進行人體非致癌和致癌風險評估被認為是最可靠和最準確的方法[58],然而,受動物實驗所限,本研究只關注污染物的總含量并用于評估兒童的致癌和非致癌風險,因此,本研究的健康風險評估結果可能存在偏高的不確定性.但通過本研究的開展,可初步了解焦化企業周邊兒童經口途徑對重金屬的綜合暴露及其健康風險特征,對于防范兒童重金屬暴露的健康風險及環境風險的優先管理可補充重要的依據.

為評估樣本分布及暴露參數等因素對本研究結果造成的不確定性,以食物經口砷暴露為例, 使用Crystal ball 軟件的蒙特卡羅模型對其進行分析,描述個體食物砷暴露的非致癌風險分布,模擬表征兒童食物經口暴露的非致癌健康風險.其中,食物中污染物濃度?人體重量和食物攝入量這三個不確定因素分布中獨立抽取樣本,分別服從對數正態分布表征?正態分布表征和三角分布來表征.結合各暴露因子的分布特征?標準差和均值等參數設定,進行了10000次迭代計算,結果如圖4所示.食物砷經口暴露的HQ模擬值為5.96,接近計算值5.98(圖2),表明本研究食物砷暴露的非致癌風險評估基本不存在偏差,說明當地兒童確實存在較高的食物暴露健康風險,需引起高度重視.

圖4 兒童經食物途徑砷暴露非致癌風險累計概率分布

3 結論

3.1 本研究家庭庭院土壤中Pb、Cr、Ni和Cd污染程度較低,As污染相對較重,一定程度受焦化廠的排污影響;飲用水重金屬濃度均較低;食物Cr和As污染嚴重,分別為相應標準閾值的2.68和3.82倍.

3.2 不同重金屬經口多介質綜合暴露量為Ni>Cr> Pb>As>Cd, Ni的日均暴露劑量達22.08μg/(kg·d),遠高于其他四種重金屬[0.73~4.58μg/(kg·d)].當地自產食物是各重金屬經多介質經口綜合暴露量的主要途徑,占經口綜合暴露量的90%以上.

3.3 非致癌健康風險研究表明,當地兒童經多介質經口暴露的綜合非致癌風險水平為12.06,主要來源于As和Pb的暴露,二者分別貢獻50%和20%;食物途徑對綜合非致癌風險的貢獻90%以上.

3.4 Cr和As經口暴露的致癌風險水平為77.53和1.75,主要來自當地自產食物的暴露.說明焦化企業周邊兒童存在較高的重金屬暴露健康風險,需引起重視,亟需重點關注食物As?Cr和Pb污染的管理和防控.

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Health risks of cumulative oral exposure to heavy metals for children living around a coking enterprise.

CHEN Yue-fang1,2, XU Jin-rong1, DUAN Xiao-li1,2, CAO Su-zhen1,2*, SUN Shan-wei1, KANG Yi-jin1

(1.School of Energy and Environmental Engineering, University of Science and Technology Beijing, Beijing 100083, China；2.Beijing Key Laboratory of Resource-oriented Treatment of Industrial Pollutants, Beijing 100083, China)., 2019,39(11)：4865~4874

At present, the researches on coking enterprise are mostly focused on technological process, emission characteristics of pollutants, organic pollution in surrounding environment and so on. However, few studies concerned on the exposure and health risks to heavy metals for the population living in the vicinity of coking enterprise. Thus, this study selected a typical coking plant in north China as a model and recruited the local children as subjects. On the basis of environmental related exposure behavior patterns questionnaire survey and field investigation on sample collection and analysis, it explored the pollution status of five heavy metals (Pb、Cd、Cr、Ni and As) in environmental media including drinking water, soil and food, as well as the exposure dose and health risk to the metals via the environmental media through oral exposure. The results showed that the surrounding environment was not heavily polluted by heavy metals. However, the children’s cumulative non-carcinogenic risks from various exposure pathways were in the range of 0.74 to 6.30, which was up to 6 times higher than the acceptable level (1), and was attributable to As exposure from food ingestion. The carcinogenic risks was 1.76×10-4~7.75×10-3, which was several to dozens of times higher than the acceptable level (1.0×10-4), and mainly from Cr exposure due to food ingestion. This study indicated that food ingestion was the main pathway for total oral exposure dose, accounting for more than 90% to the total oral exposure dose. It highlighted that although the surrounding environment of coking plant was not heavily contaminated by heavy metals, it would cause severe potential health risks to local children, which need to be paid more attention.

children；heavy metal；coking enterprise；exposure assessment；health risk assessment

X503.1

A

1000-6923(2019)11-4865-10

陳月芳(1973-),女,河北石家莊人,副教授,博士,主要從事水污染控制與治理技術研究.

2019-04-15

國家水體污染控制與治理科技重大專項(2017ZX07301005- 003);中央高校基本科研業務費專項(FRF-TP-17-064A1)

* 責任作者, 講師, love-lmd@163.com