多溴聯苯醚和新型阻燃劑暴露與兒童腎損傷研究

郭凌川，劉 濤，肖建鵬，李 敏，呂占祿，張 晗，張金良，馬文軍*

1.中國環境科學研究院，環境基準與風險評估國家重點實驗室，北京 100012

2.暨南大學基礎醫學與公共衛生學院，廣東 廣州 510632

3.廣東省疾病預防控制中心，廣東省公共衛生研究院，廣東 廣州 511430

4.廣東省疾病預防控制中心，廣東 廣州 511430

多溴聯苯醚(polybrominated diphenyl ethers,PBDEs)曾被用作阻燃劑，隨著電子產品的制造、使用和回收釋放到環境中[1-2].PBDEs 可經由呼吸、皮膚接觸等途徑進入人體并蓄積[3-4].環境持久性[5]、生物蓄積性[6]、生物毒性[7]等因素，使得PBDEs 作為阻燃劑被逐步淘汰[8-10].與此同時，氯代和溴代新型阻燃劑(new flame retardants,NFRs)作為PBDEs 替代品投入使用，如2-乙基己基-四溴苯甲酸(2-ethylhexyl 2,3,4,5-tetrabromobenzoate,TBB)、四溴鄰苯二甲酸雙(2-乙基己基)酯〔 Bis(2-ethylhexyl)-tetrabromophthalate,TBPH〕、1,2-雙(2,4,6-三溴苯氧基)乙烷〔1,2-bis(trbromophenoxy)-ethane,BTBPE〕、十溴二苯乙烷〔1,2-bis(2,3,4,5,6-pentabromophenyl)-ethane,DBDPE〕等[2,11].隨著NFRs 的使用，環境和人體中也可檢測出NFRs[12-18].PBDEs 和NFRs 作為新污染物，具有內分泌干擾效應等生物毒性[19].但是，當前針對PBDEs 和NFRs 環境健康風險的認識仍較為薄弱[20]，嚴重制約著對它們的治理管控[21].加強對PBDEs 和NFRs 的環境健康風險研究，有助于新污染物的管控和風險防范[22]，更好地保護生態環境安全和人體健康.

電子垃圾拆解釋放大量的PBDEs 和NFRs[23]，導致職業拆解工和當地居民存在較高的PBDEs 和NFRs 內暴露濃度[24-28].電子垃圾拆解區人群是研究PBDEs 和NFRs 環境健康風險的適宜對象.筆者所在課題組前期研究發現，電子垃圾拆解區PBDEs 和NFRs 暴露影響當地居民甲狀腺激素[29]、性激素[30]、血細胞[31]等，給當地居民帶來較高的健康風險.已有研究[32]還發現，電子垃圾拆解工存在腎損傷風險.目前已證實，鉛(lead,Pb)、鎘(cadmium,Cd)等金屬暴露可引起活性氧(reactive oxygen species,ROS)增加、細胞凋亡、生物膜損傷、影響細胞內鈣離子平衡等[33]，這是導致人體腎損傷的重要誘因.但是，當前研究對PBDEs、NFRs 等新污染物是否也導致人體腎損傷缺乏認識.細胞試驗和動物研究表明，PBDEs 暴露可能導致腎損傷，如PBDEs 暴露改變了胚胎腎細胞蛋白表達，導致細胞凋亡、產生過量ROS[34-35]，鳥類血PBDEs 濃度與腎損傷標志物尿酸(uric acid,UA)、血肌酐(serum creatinine,SCr)濃度呈顯著相關[36].但是少量的人群研究并未確認PBDEs 在人體腎損傷中的作用.例如，Xu 等[37]研究發現，電子垃圾拆解工血清PBDEs 濃度總和與腎損傷標志物β2微球蛋白(β2-microglobulin,β2-MG)、SCr 濃度的相關性無統計學意義，因而無法將拆解工與對照人群β2-MG、SCr的濃度差異歸因于PBDEs 暴露.PBDEs 和NFRs 暴露與人群腎損傷研究的不足，是PBDEs、NFR 環境健康風險研究的一個短板.

針對上述不足，該文以電子垃圾拆解區兒童為研究對象，開展PBDEs 和NFRs 內暴露水平與腎功能指標的研究.該研究有助于認識PBDEs 和NFRs 暴露的環境健康風險，為PBDEs、NFRs 等新污染物治理和管控措施提供支撐，同時呼吁關注環境高風險區兒童健康.

1 材料與方法

1.1 研究區域和研究對象

以中國南方某城市2 所小學六年級學生為研究對象.其中一所小學(暴露組)位于電子垃圾拆解區.在拆解區，以家庭式拆解廠為主的電子垃圾拆解行業持續了30 多年.這些拆解廠長期向當地環境傾倒廢液、廢渣，排放廢氣，導致當地環境中PBDEs 濃度高于周邊區域[38-39].另一所小學(對照組)周邊沒有任何電子垃圾拆解行業.2 所小學位于同一市轄區內，距離約50 km.在暴露組和對照組各隨機抽取57 位學生作為研究對象.

1.2 樣品采集和前處理

于2016 年10 月17?21 日對研究對象開展問卷調查和樣品采集.該工作事先征得了監護人的同意并簽署知情同意書.問卷內容包括研究對象性別、年齡、身高、體質量、家庭狀況、個人一年內的不適癥狀.用真空采血法采集靜脈血.將采集的部分全血離心獲得血清.將血清分為3 部分，其中4.0 mL 用于PBDEs和NFRs 濃度檢測，1.0 mL 用于血脂(甘油三脂、總膽固醇)濃度檢測，1.0 mL 用于尿素氮(blood urea nitrogen,BUN)、SCr、UA 濃度檢測，剩余0.50 mL 全血用于Pb 濃度檢測.將采集的尿樣分為2 部分，4.0 mL用于Cd、鎳(nickel,Ni)濃度檢測，6.0 mL 用于β2-MG、N-乙酰-β-D-葡萄糖苷酶(N-acetyl-β-D-glucosidase,NAG) 濃度檢測.所有樣品都儲存于?20 ℃待測.

血清中PBDEs 和NFRs 前處理步驟：①取10 mL玻璃離心管，依次用丙酮、二氯甲烷和正己烷潤洗，加入回收率指示物BDE-51(百靈威科技有限公司)、13C-BDE-126(美國劍橋同位素實驗室有限公司)、13C-BDE-209(美國劍橋同位素實驗室有限公司)，再加入0.50 mL 丙酮.②將血清樣品加入離心管并渦旋混勻，在4.0 ℃下靜置8.0 h.③待樣品恢復室溫后，加入3.0 mL 甲酸并超聲10 min，再加入5.0 mL 水并超聲10 min，最后將樣品置入37 ℃水浴1.0 h.④ 使用5.0 g C18 固相萃取柱(美國安捷倫科技有限公司)萃取樣品，先依次加入8.0 mL 甲醇、5.0 mL 甲醇-水混合液(體積比為1∶1)和8.0 mL 水活化固相萃取柱，再加入樣品，使之通過固相萃取柱，最后加入少量水潤洗離心管并淋洗固相萃取柱.⑤用20 mL 正己烷洗脫目標物，氮吹至干，再用0.10 mL 正己烷復溶，加入內標BDE-69(百靈威科技有限公司)、13C-BDE-139(美國劍橋同位素實驗室有限公司)、13C-BDE-208(美國劍橋同位素實驗室有限公司).

全血中Pb 前處理步驟：①取1 000 mL 容量瓶，加入5.0 mL 濃硝酸和0.10 mL 聚乙二醇辛基苯基醚，混合均勻配制稀釋液；②用稀釋液稀釋血樣.

尿中Cd、Ni 前處理步驟：①將尿樣過濾；②加入1.0%硝酸溶液.

1.3 樣品測定

PBDEs 和NFRs 濃度采用氣相色譜-負化學源質譜(Shimadzu QP-2010，日本島津公司)檢測[40]；Pb、Cd、Ni 濃度采用電感耦合等離子體質譜(Agilent 7700X，美國安捷倫科技有限公司)檢測；β2-MG 濃度采用速率法分析；UA 濃度采用尿酸酶法分析；NAG、BUN、SCr、甘油三酯、總膽固醇濃度采用酶法分析，均使用全自動生化分析儀(Hitachi7181，日本日立公司)檢測.

1.4 質量控制

共完成12 個場地空白樣、6 個實驗室空白樣、9個基質加標樣檢測.樣品中BDE-51、13C-BDE-126、13C-BDE-209 的回收率分別為60%±14%、81%±16%、72%±23%.PBDEs 和NFRs 的基質加標(13 種PBDEs和8 種NFRs 標準品，百靈威科技有限公司)樣回收率范圍為70%±18%～120%±15%.Pb、Cd、Ni 的基質加標(Agilent 5183-4688，美國安捷倫科技有限公司)樣回收率分別為100%±5.5%、98%±8.3%、87%±2.9%.所有樣品濃度均為實測濃度減去場地空白樣品濃度的平均值.

1.5 數據分析

測定13 種PBDEs 同系物，包括BDE-28、BDE-47、BDE-85、BDE-99、BDE-100、BDE-153、BDE-154、BDE-183、BDE-196、BDE-204、BDE-206、BDE-207、BDE-209，用∑PBDE 表示它們的總和.測定8 種NFRs，包括四溴乙基環己烷(tetrabromoethylcyclohexane,TBECH)、六氯二溴辛烷(hexachlorocyclopentadienyldibromocyclooctane,HCDBCO)、TBB、BTBPE、TBPH、順式德克隆(dechlorane plus sy,DPs)、反式德克隆(dechlorane plus anti,DPa)、DBDPE，用∑NFR 表示它們的總和.PBDEs 和NFRs 濃度使用血脂校正后的濃度(ng/g lipid)，且血脂濃度根據甘油三酯和總膽固醇濃度計算[41].

用線性回歸分析污染物內暴露水平(自變量，包括PBDEs、NFRs、Pb、Cd、Ni)和腎功能指標(因變量，包括β2-MG、NAG、BUN、SCr、UA)關聯，其中PBDEs、NFRs、Pb、Cd、Ni、β2-MG、NAG、BUN、UA 使用對數轉換后的值，控制性別、年齡、身體質量指數(body mass index，BMI，根據身高、體質量計算)、個人不適癥狀作為混雜因素.采用廣義相加模型分析不同污染物對腎功能指標影響的兩兩交互作用，同樣控制上述混雜因素.用T檢驗比較暴露組和對照組年齡、性別、血脂和內暴露水平差異.用χ2檢驗比較暴露組和對照組不適癥狀、父母文化程度、家庭年收入差異.用協方差分析比較暴露組和對照組腎功能指標差異，同樣控制上述混因素.所有統計均由R 軟件(v 4.0.5)完成.以P<0.05 作為統計學差異判斷標準.濃度數據使用2 位有效數字，相關系數(R)和P值使用小數點后3 位有效數字.

2 結果與討論

2.1 研究對象基本信息

研究對象基本信息見表1.大部分研究對象年齡12 歲，性別比接近1∶1.大部分研究對象父母文化程度為初中、不清楚家庭年收入情況.少數研究對象出現過咳嗽、打噴嚏癥狀.研究對象的BMI 中值為17.暴露組的甘油三酯、總膽固醇和血脂濃度中值分別為0.60、1.6、3.9 g/L，對照組的甘油三酯、總膽固醇和血脂濃度中值分別為0.46、1.5、3.4 g/L.

表1 暴露組和對照組基本信息Table 1 Basic information of the exposed and the control group

暴露組和對照組的年齡、性別、父母文化程度、個人不適癥狀、BMI 的差異無統計學意義(P>0.05).暴露組和對照組的家庭年收入差異有統計學意義(P<0.05).暴露組的甘油三酯、總膽固醇和血脂濃度顯著高于對照組(P<0.05).

2.2 PBDEs、NFRs 和金屬內暴露水平

調查對象的PBDEs、NFRs、金屬內暴露濃度見表2.暴露組的∑PBDE 和∑NFR 濃度(中值分別為230 和340 ng/g lipid)顯著高于對照組(中值分別為110 和160 ng/g lipid，P<0.05).暴露組的∑PBDE 濃度中值高于大部分一般人群∑PBDE(含BDE-209)內暴露濃度，如美國亞特蘭大兒童(0.23 ng/g lipid)[42]、比利時弗蘭德斯兒童(1.6 ng/g lipid)[43]、美國加州兒童(110 ng/g lipid)[44]、中國某石化區兒童(140 ng/g lipid)[40](見表3).暴露組的∑PBDE 濃度中值比汕頭電子垃圾拆解區兒童(210 ng/g lipid)略高[45].相對地，對照組的∑PBDE 濃度中值接近或高于上述非電子垃圾拆解區人群濃度.暴露組的∑NFR 濃度中值高于中國某石化區兒童(240 ng/g lipid)[40].暴露組兒童較高的PBDEs 和NFRs 濃度和當地電子垃圾拆解有關，家庭式拆解廠通過機械破碎、烘烤、燃燒、酸浸泡等方式將電子產品中的PBDEs 和NFRs 排放到環境中，環境中的PBDEs 和NFRs 通過呼吸、皮膚接觸等方式進入人體并蓄積[46].此外，∑NFR 濃度和∑PBDE 濃度呈顯著相關(R2=0.55，P<0.05)，且∑NFR 濃度高于∑PBDE 濃度(P<0.05)，這與筆者所在課題組在同一區域開展的成人研究結果[30]一致.

表2 暴露組和對照組兒童PBDEs、NFRs 和金屬暴露濃度Table 2 Exposure levels of PBDEs,NFRs,and metals of children between the exposed and the control group

表3 兒童血清PBDEs 和NFRs 暴露濃度Table 3 Serum concentrations of PBDEs and NFRs in children

暴露組部分高分子量PBDEs (BDE-153、BDE-154、BDE-183、BDE-204、BDE-207、BDE-209)和DPs、DPa濃度顯著高于對照組(P<0.05)，兩組兒童其他PBDEs和NFRs 濃度差異沒有統計學意義(P>0.05).可能當地電子垃圾拆解活動大量排放高分子量PBDEs 和德克隆.這些高分子量PBDEs 和德克隆導致暴露組∑PBDE、∑NFR 濃度顯著高于對照組.

不同于PBDEs 和NFRs，暴露組與對照組的Pb、Cd、Ni 濃度差異沒有統計學意義(P>0.05)，可能當地電子垃圾拆解并未大量排放Pb、Cd、Ni.

2.3 暴露組和對照組腎功能指標差異

暴露組β2-MG 濃度(中值為0.40 mg/L)顯著高于對照組(中值為0.30 mg/L)(P<0.05，見表4)，暴露組β2-MG 超標率為72%，遠高于對照組(26%).暴露組BUN 和SCr 濃度(中值分別為3.0 和41 μmol/L)顯著低于對照組(中值分別為3.9 和47 μmol/L)(P<0.05，見表4)，暴露組和對照組的BUN、SCr 超標率都接近0.暴露組和對照組的NAG、UA 濃度差異無統計學意義(P>0.05)，暴露組NAG、UA 超標率也分別高于對照組，但是兩組兒童超標率都低于35%.

表4 暴露組和對照組兒童腎功能指標濃度Table 4 Concentrations of renal function indexes of children between the exposed and the control group

2.4 PBDEs 和NFRs 對腎功能指標的干擾

BDE-153、BDE-154、BDE-183、BDE-204、BDE-207、BDE-209、∑PBDE 濃度均與β2-MG 濃度呈顯著正相關 ；BDE-153、BDE-154、BDE-183、BDE-204、BDE-209、∑PBDE 濃度均與BUN 濃度呈顯著負相關；BDE-154、BDE-183、BDE-204、BDE-209、∑PBDE 濃度均與SCr濃度呈顯著負相關(P<0.05，見表5).PBDEs 濃度與β2-MG 濃度呈顯著正相關，這與Xu 等[37]對電子垃圾拆解工人的研究結果一致.這可能歸結于PBDEs的腎細胞毒性：PBDEs 可誘導產生ROS[50]，引發細胞DNA 氧化損傷[51]，誘發細胞癌變[35].這些毒性效應可能經β2-MG 這一腎損傷的敏感指標體現[47].PBDEs濃度與BUN 濃度呈顯著負相關，可能原因是高濃度PBDEs 暴露導致腎細胞蛋白質代謝紊亂[34]，而BUN是蛋白質代謝的終產物[47].PBDEs 濃度與SCr 濃度呈顯著負相關，這與Xu 等[37]對電子垃圾拆解工人的研究結果相反.細胞試驗表明：較低和較高濃度PBDEs 暴露可降低SCr 濃度，而中間濃度PBDEs 暴露可增加SCr 濃度[34]；因而不同PBDEs 暴露濃度可能降低或增加SCr 濃度，出現完全相反的結果.另外，SCr 是人體肌酸和磷酸肌酸代謝的終產物，受到飲食、運動、肌肉量等多種因素影響[52].該研究對象為兒童、Xu 等[37]的研究對象為成人，他們的飲食習慣、運動量和身體條件不完全一樣，可能出現相反結果.針對鳥類的研究也發現，PBDEs 濃度與SCr 濃度呈顯著負相關[36,53].PBDEs 濃度與NAG、UA 濃度的關聯均無統計學意義(P>0.05).NAG 是來自腎小管上皮細胞的水解酶，反映了上皮組織損傷程度[54]，PBDEs 未影響NAG 的原因有待進一步研究.UA 來自體內或食物中嘌呤代謝，受到飲食結構和飲水量影響較大[48]，針對鳥類的研究發現，PBDEs 濃度與UA 濃度相關性不顯著[36,53].

與PBDEs 類似，部分高分子量NFRs 和∑NFR 濃度均與腎功能指標呈顯著相關(P<0.05，見表5)：DPs、DPa、DBDPE、∑NFR 濃度均與β2-MG 濃度呈顯著正相關；DPa、DBDPE 濃度均與BUN 濃度呈顯著負相關，DPs、DPa、DBDPE、∑NFR 濃度均與SCr 濃度呈顯著負相關.NFRs 和PBDEs 具有相似的腎功能干擾特點，可能原因是部分NFRs 與PBDEs 具有類似的分子結構，如DBDPE 與BDE-209 結構類似[2]，導致它們具有類似的腎細胞毒性.當前關于NFRs 對腎臟細胞毒性的動物試驗和機理研究還相對較少，NFRs暴露與腎損傷的關聯有待進一步研究.

Cd 濃度與β2-MG、NAG 濃度均呈顯著正相關，Ni 濃度與NAG 濃度呈顯著正相關(P<0.05，見表5).已有研究[55-57]證實，Cd 暴露會導致人體腎損傷，表現為Cd 暴露濃度與β2-MG、NAG 濃度均等呈顯著正相關，這與該研究結果一致.

表5 污染物濃度與腎功能指標的線性回歸系數Table 5 Linear regression coefficients between concentrations of pollutants and renal function indexes

2.5 多種污染物對腎功能指標干擾的交互作用

∑PBDE 分別與Pb、Cd、Ni 的交互作用β2-MG濃度的影響具有統計學意義〔P<0.05，見圖1(a)～(c)〕，∑PBDE 與Cd 的交互作用對UA 濃度的影響具有統計學意義〔P<0.05，見圖1(d)〕.∑NFR 與其他污染物之間的交互作用對腎功能指標的影響無統計學意義(P>0.05).交互作用對腎功能指標的影響取決于∑PBDE 與重金屬濃度的比例.當∑PBDE 和Pb 濃度都較高，或Pb 濃度較低而∑PBDE 濃度較高時，∑PBDE 與Pb 交互作用促進β2-MG 濃度的增加；當Pb 濃度較高而∑PBDE 濃度較低時，∑PBDE 與Pb 交互作用抑制β2-MG 濃度的增加〔見圖1(a)〕.當Cd 濃度較高而∑PBDE 濃度較低時，∑PBDE 與Cd 交互作用促進β2-MG、UA 濃度的增加；當Cd 和∑PBDE 濃度都較低時，∑PBDE 與Cd 交互作用抑制β2-MG、UA 濃度的增加〔見圖1(b)(d)〕.∑PBDE 與Ni 的交互作用對β2-MG 濃度有類似影響〔見圖1(c)〕.∑PBDE與重金屬在交互作用中貢獻不同，例如，較高的Cd濃度比較高的∑PBDE 濃度更能促進β2-MG 和UA 濃度的增加.PBDEs 可以與Cd 等金屬共同作用影響腎功能指標，但作用機制尚不明確.

2.6 PBDEs 和NFRs 暴露與兒童腎損傷

暴露組β2-MG 濃度顯著高于對照組，暴露組BUN 和SCr 濃度顯著低于對照組(見表4).在兩組兒童年齡、性別、BMI、不適癥狀、金屬暴露水平差異無統計學意義的前提下，兩組兒童β2-MG、BUN、SCr 濃度差異應歸結于PBDEs 和NFRs 暴露水平差異，∑PBDE 和∑NFR 濃度均與β2-MG 濃度呈顯著正相關、與BUN 和SCr 濃度呈顯著負相關，暴露組∑PBDE 和∑NFR 濃度顯著高于對照組.此外，PBDEs和金屬的交互作用也加劇兩組兒童β2-MG 濃度差異，相比對照組，暴露組較高的∑PBDE 濃度使∑PBDE與Pb、Cd、Ni 的交互作用更能促進β2-MG 濃度增加〔見圖1(a)～(c)〕.

暴露組β2-MG 中值超過參考范圍，超標率為72%.與之相對，對照組β2-MG 中值位于參考范圍內，且超標率僅為26%.β2-MG 是細胞膜上組織性抗原的重要成分，隨新陳代謝釋放到血液中，并通過腎小球過濾、腎小管重新吸收和分解[58].腎損傷時，腎小管重吸收功能受損，尿中β2-MG 濃度顯著升高[59].β2-MG 能精準指示早期腎損傷[58,60-61]，尤其是污染物暴露、糖尿病、高血壓、腎病等環境或疾病因素導致的腎損傷[58-59,62].研究中β2-MG 濃度與∑PBDE 和∑NFR 濃度均呈顯著正相關，且暴露組β2-MG 超標率較高，指示較高的PBDEs 和NFRs 暴露濃度可能影響腎小管重新吸收功能，增加兒童腎損傷的風險.

兩組兒童NAG、BUN、SCr、UA 濃度中值都位于參考范圍內，且超標率低于35%.NAG 反映腎小管上皮組織損傷，研究中PBDEs 和NFRs 濃度均與NAG 濃度相關性不顯著，且兩組兒童NAG 濃度差異不顯著，指示PBDEs 和NFRs 暴露沒有明顯損傷腎小管上皮組織.BUN、SCr、UA 濃度也反映腎損傷，但它們還受到飲食結構和飲水量等因素影響[47]，通常在腎功能嚴重受損時才升高.兩組兒童BUN、SCr、UA 濃度差異不顯著，且超標率較低，指示PBDEs 和NFRs 暴露并未導致暴露組兒童嚴重的腎損傷.

綜上，PBDEs、NFRs 暴露影響兒童腎小管功能，增加兒童腎損傷的風險.隨著體內PBDEs 和NFRs的不斷蓄積，暴露組兒童可能會出現嚴重的腎損傷.建議關閉家庭式拆解廠，將拆解工作集中至密閉園區；持續關注電子垃圾拆解區和其他環境高風險區兒童腎功能狀況.目前，PBDEs、NFRs 暴露導致人體腎損傷的研究較少，該研究證實PBDEs、NFRs 暴露可增加兒童腎損傷風險，補充了相關不足.研究結果豐富了對PBDEs 和NFRs 環境健康風險的認識，為新污染物的治理和管控措施提供支撐.該研究樣本量較少(114 例)，未來應開展更大尺度的環境健康研究，結合環境毒理學，綜合評估電子垃圾拆解區和其他環境高風險區PBDEs、NFRs 暴露的人群健康風險.

3 結論

a) 暴露組兒童∑PBDE 和∑NFR 內暴露濃度顯著高于對照組兒童，也高于國內外一般地區兒童.∑NFR 濃度與∑PBDE 濃度呈顯著相關.兩組兒童Pb、Cd、Ni 內暴露濃度差異無統計學意義.

b) 6 種PBDEs、3 種NFRs、∑PBDE、∑NFR 濃度均與β2-MG 濃度呈顯著正相關；5 種PBDEs、2 種NFRs、∑PBDE 濃度均與BUN 濃度呈顯著負相 關；4 種PBDEs、3 種NFRs、∑PBDE、∑NFR 濃度均與SCr 濃度呈顯著負相關.∑PBDE 與Pb、Cd、Ni 的交互作用對β2-MG 濃度存在顯著影響，∑PBDE 與Cd 的交互作用對UA 濃度存在顯著影響.

c) PBDEs、NFRs 暴露導致暴露組β2-MG 濃度顯著高于對照組，BUN 和SCr 濃度顯著低于對照組.暴露組β2-MG 超標率為72%，指示較高的PBDEs、NFRs 暴露濃度能夠增加兒童腎損傷的風險.