多溴联苯醚和新型阻燃剂暴露与儿童肾损伤研究

郭凌川，刘 涛，肖建鹏，李 敏，吕占禄，张 晗，张金良，马文军*

1.中国环境科学研究院，环境基准与风险评估国家重点实验室，北京 100012

2.暨南大学基础医学与公共卫生学院，广东 广州 510632

3.广东省疾病预防控制中心，广东省公共卫生研究院，广东 广州 511430

4.广东省疾病预防控制中心，广东 广州 511430

多溴联苯醚(polybrominated diphenyl ethers,PBDEs)曾被用作阻燃剂，随着电子产品的制造、使用和回收释放到环境中[1-2].PBDEs 可经由呼吸、皮肤接触等途径进入人体并蓄积[3-4].环境持久性[5]、生物蓄积性[6]、生物毒性[7]等因素，使得PBDEs 作为阻燃剂被逐步淘汰[8-10].与此同时，氯代和溴代新型阻燃剂(new flame retardants,NFRs)作为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)、四溴邻苯二甲酸双(2-乙基己基)酯〔 Bis(2-ethylhexyl)-tetrabromophthalate,TBPH〕、1,2-双(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].随着NFRs 的使用，环境和人体中也可检测出NFRs[12-18].PBDEs 和NFRs 作为新污染物，具有内分泌干扰效应等生物毒性[19].但是，当前针对PBDEs 和NFRs 环境健康风险的认识仍较为薄弱[20]，严重制约着对它们的治理管控[21].加强对PBDEs 和NFRs 的环境健康风险研究，有助于新污染物的管控和风险防范[22]，更好地保护生态环境安全和人体健康.

电子垃圾拆解释放大量的PBDEs 和NFRs[23]，导致职业拆解工和当地居民存在较高的PBDEs 和NFRs 内暴露浓度[24-28].电子垃圾拆解区人群是研究PBDEs 和NFRs 环境健康风险的适宜对象.笔者所在课题组前期研究发现，电子垃圾拆解区PBDEs 和NFRs 暴露影响当地居民甲状腺激素[29]、性激素[30]、血细胞[31]等，给当地居民带来较高的健康风险.已有研究[32]还发现，电子垃圾拆解工存在肾损伤风险.目前已证实，铅(lead,Pb)、镉(cadmium,Cd)等金属暴露可引起活性氧(reactive oxygen species,ROS)增加、细胞凋亡、生物膜损伤、影响细胞内钙离子平衡等[33]，这是导致人体肾损伤的重要诱因.但是，当前研究对PBDEs、NFRs 等新污染物是否也导致人体肾损伤缺乏认识.细胞试验和动物研究表明，PBDEs 暴露可能导致肾损伤，如PBDEs 暴露改变了胚胎肾细胞蛋白表达，导致细胞凋亡、产生过量ROS[34-35]，鸟类血PBDEs 浓度与肾损伤标志物尿酸(uric acid,UA)、血肌酐(serum creatinine,SCr)浓度呈显著相关[36].但是少量的人群研究并未确认PBDEs 在人体肾损伤中的作用.例如，Xu 等[37]研究发现，电子垃圾拆解工血清PBDEs 浓度总和与肾损伤标志物β2微球蛋白(β2-microglobulin,β2-MG)、SCr 浓度的相关性无统计学意义，因而无法将拆解工与对照人群β2-MG、SCr的浓度差异归因于PBDEs 暴露.PBDEs 和NFRs 暴露与人群肾损伤研究的不足，是PBDEs、NFR 环境健康风险研究的一个短板.

针对上述不足，该文以电子垃圾拆解区儿童为研究对象，开展PBDEs 和NFRs 内暴露水平与肾功能指标的研究.该研究有助于认识PBDEs 和NFRs 暴露的环境健康风险，为PBDEs、NFRs 等新污染物治理和管控措施提供支撑，同时呼吁关注环境高风险区儿童健康.

1 材料与方法

1.1 研究区域和研究对象

以中国南方某城市2 所小学六年级学生为研究对象.其中一所小学(暴露组)位于电子垃圾拆解区.在拆解区，以家庭式拆解厂为主的电子垃圾拆解行业持续了30 多年.这些拆解厂长期向当地环境倾倒废液、废渣，排放废气，导致当地环境中PBDEs 浓度高于周边区域[38-39].另一所小学(对照组)周边没有任何电子垃圾拆解行业.2 所小学位于同一市辖区内，距离约50 km.在暴露组和对照组各随机抽取57 位学生作为研究对象.

1.2 样品采集和前处理

于2016 年10 月17−21 日对研究对象开展问卷调查和样品采集.该工作事先征得了监护人的同意并签署知情同意书.问卷内容包括研究对象性别、年龄、身高、体质量、家庭状况、个人一年内的不适症状.用真空采血法采集静脉血.将采集的部分全血离心获得血清.将血清分为3 部分，其中4.0 mL 用于PBDEs和NFRs 浓度检测，1.0 mL 用于血脂(甘油三脂、总胆固醇)浓度检测，1.0 mL 用于尿素氮(blood urea nitrogen,BUN)、SCr、UA 浓度检测，剩余0.50 mL 全血用于Pb 浓度检测.将采集的尿样分为2 部分，4.0 mL用于Cd、镍(nickel,Ni)浓度检测，6.0 mL 用于β2-MG、N-乙酰-β-D-葡萄糖苷酶(N-acetyl-β-D-glucosidase,NAG) 浓度检测.所有样品都储存于−20 ℃待测.

血清中PBDEs 和NFRs 前处理步骤：①取10 mL玻璃离心管，依次用丙酮、二氯甲烷和正己烷润洗，加入回收率指示物BDE-51(百灵威科技有限公司)、13C-BDE-126(美国剑桥同位素实验室有限公司)、13C-BDE-209(美国剑桥同位素实验室有限公司)，再加入0.50 mL 丙酮.②将血清样品加入离心管并涡旋混匀，在4.0 ℃下静置8.0 h.③待样品恢复室温后，加入3.0 mL 甲酸并超声10 min，再加入5.0 mL 水并超声10 min，最后将样品置入37 ℃水浴1.0 h.④ 使用5.0 g C18 固相萃取柱(美国安捷伦科技有限公司)萃取样品，先依次加入8.0 mL 甲醇、5.0 mL 甲醇-水混合液(体积比为1∶1)和8.0 mL 水活化固相萃取柱，再加入样品，使之通过固相萃取柱，最后加入少量水润洗离心管并淋洗固相萃取柱.⑤用20 mL 正己烷洗脱目标物，氮吹至干，再用0.10 mL 正己烷复溶，加入内标BDE-69(百灵威科技有限公司)、13C-BDE-139(美国剑桥同位素实验室有限公司)、13C-BDE-208(美国剑桥同位素实验室有限公司).

全血中Pb 前处理步骤：①取1 000 mL 容量瓶，加入5.0 mL 浓硝酸和0.10 mL 聚乙二醇辛基苯基醚，混合均匀配制稀释液；②用稀释液稀释血样.

尿中Cd、Ni 前处理步骤：①将尿样过滤；②加入1.0%硝酸溶液.

1.3 样品测定

PBDEs 和NFRs 浓度采用气相色谱-负化学源质谱(Shimadzu QP-2010，日本岛津公司)检测[40]；Pb、Cd、Ni 浓度采用电感耦合等离子体质谱(Agilent 7700X，美国安捷伦科技有限公司)检测；β2-MG 浓度采用速率法分析；UA 浓度采用尿酸酶法分析；NAG、BUN、SCr、甘油三酯、总胆固醇浓度采用酶法分析，均使用全自动生化分析仪(Hitachi7181，日本日立公司)检测.

1.4 质量控制

共完成12 个场地空白样、6 个实验室空白样、9个基质加标样检测.样品中BDE-51、13C-BDE-126、13C-BDE-209 的回收率分别为60%±14%、81%±16%、72%±23%.PBDEs 和NFRs 的基质加标(13 种PBDEs和8 种NFRs 标准品，百灵威科技有限公司)样回收率范围为70%±18%～120%±15%.Pb、Cd、Ni 的基质加标(Agilent 5183-4688，美国安捷伦科技有限公司)样回收率分别为100%±5.5%、98%±8.3%、87%±2.9%.所有样品浓度均为实测浓度减去场地空白样品浓度的平均值.

1.5 数据分析

测定13 种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 表示它们的总和.测定8 种NFRs，包括四溴乙基环己烷(tetrabromoethylcyclohexane,TBECH)、六氯二溴辛烷(hexachlorocyclopentadienyldibromocyclooctane,HCDBCO)、TBB、BTBPE、TBPH、顺式德克隆(dechlorane plus sy,DPs)、反式德克隆(dechlorane plus anti,DPa)、DBDPE，用∑NFR 表示它们的总和.PBDEs 和NFRs 浓度使用血脂校正后的浓度(ng/g lipid)，且血脂浓度根据甘油三酯和总胆固醇浓度计算[41].

用线性回归分析污染物内暴露水平(自变量，包括PBDEs、NFRs、Pb、Cd、Ni)和肾功能指标(因变量，包括β2-MG、NAG、BUN、SCr、UA)关联，其中PBDEs、NFRs、Pb、Cd、Ni、β2-MG、NAG、BUN、UA 使用对数转换后的值，控制性别、年龄、身体质量指数(body mass index，BMI，根据身高、体质量计算)、个人不适症状作为混杂因素.采用广义相加模型分析不同污染物对肾功能指标影响的两两交互作用，同样控制上述混杂因素.用T检验比较暴露组和对照组年龄、性别、血脂和内暴露水平差异.用χ2检验比较暴露组和对照组不适症状、父母文化程度、家庭年收入差异.用协方差分析比较暴露组和对照组肾功能指标差异，同样控制上述混因素.所有统计均由R 软件(v 4.0.5)完成.以P<0.05 作为统计学差异判断标准.浓度数据使用2 位有效数字，相关系数(R)和P值使用小数点后3 位有效数字.

2 结果与讨论

2.1 研究对象基本信息

研究对象基本信息见表1.大部分研究对象年龄12 岁，性别比接近1∶1.大部分研究对象父母文化程度为初中、不清楚家庭年收入情况.少数研究对象出现过咳嗽、打喷嚏症状.研究对象的BMI 中值为17.暴露组的甘油三酯、总胆固醇和血脂浓度中值分别为0.60、1.6、3.9 g/L，对照组的甘油三酯、总胆固醇和血脂浓度中值分别为0.46、1.5、3.4 g/L.

表1 暴露组和对照组基本信息Table 1 Basic information of the exposed and the control group

暴露组和对照组的年龄、性别、父母文化程度、个人不适症状、BMI 的差异无统计学意义(P>0.05).暴露组和对照组的家庭年收入差异有统计学意义(P<0.05).暴露组的甘油三酯、总胆固醇和血脂浓度显著高于对照组(P<0.05).

2.2 PBDEs、NFRs 和金属内暴露水平

调查对象的PBDEs、NFRs、金属内暴露浓度见表2.暴露组的∑PBDE 和∑NFR 浓度(中值分别为230 和340 ng/g lipid)显著高于对照组(中值分别为110 和160 ng/g lipid，P<0.05).暴露组的∑PBDE 浓度中值高于大部分一般人群∑PBDE(含BDE-209)内暴露浓度，如美国亚特兰大儿童(0.23 ng/g lipid)[42]、比利时弗兰德斯儿童(1.6 ng/g lipid)[43]、美国加州儿童(110 ng/g lipid)[44]、中国某石化区儿童(140 ng/g lipid)[40](见表3).暴露组的∑PBDE 浓度中值比汕头电子垃圾拆解区儿童(210 ng/g lipid)略高[45].相对地，对照组的∑PBDE 浓度中值接近或高于上述非电子垃圾拆解区人群浓度.暴露组的∑NFR 浓度中值高于中国某石化区儿童(240 ng/g lipid)[40].暴露组儿童较高的PBDEs 和NFRs 浓度和当地电子垃圾拆解有关，家庭式拆解厂通过机械破碎、烘烤、燃烧、酸浸泡等方式将电子产品中的PBDEs 和NFRs 排放到环境中，环境中的PBDEs 和NFRs 通过呼吸、皮肤接触等方式进入人体并蓄积[46].此外，∑NFR 浓度和∑PBDE 浓度呈显著相关(R2=0.55，P<0.05)，且∑NFR 浓度高于∑PBDE 浓度(P<0.05)，这与笔者所在课题组在同一区域开展的成人研究结果[30]一致.

表2 暴露组和对照组儿童PBDEs、NFRs 和金属暴露浓度Table 2 Exposure levels of PBDEs,NFRs,and metals of children between the exposed and the control group

表3 儿童血清PBDEs 和NFRs 暴露浓度Table 3 Serum concentrations of PBDEs and NFRs in children

暴露组部分高分子量PBDEs (BDE-153、BDE-154、BDE-183、BDE-204、BDE-207、BDE-209)和DPs、DPa浓度显著高于对照组(P<0.05)，两组儿童其他PBDEs和NFRs 浓度差异没有统计学意义(P>0.05).可能当地电子垃圾拆解活动大量排放高分子量PBDEs 和德克隆.这些高分子量PBDEs 和德克隆导致暴露组∑PBDE、∑NFR 浓度显著高于对照组.

不同于PBDEs 和NFRs，暴露组与对照组的Pb、Cd、Ni 浓度差异没有统计学意义(P>0.05)，可能当地电子垃圾拆解并未大量排放Pb、Cd、Ni.

2.3 暴露组和对照组肾功能指标差异

暴露组β2-MG 浓度(中值为0.40 mg/L)显著高于对照组(中值为0.30 mg/L)(P<0.05，见表4)，暴露组β2-MG 超标率为72%，远高于对照组(26%).暴露组BUN 和SCr 浓度(中值分别为3.0 和41 μmol/L)显著低于对照组(中值分别为3.9 和47 μmol/L)(P<0.05，见表4)，暴露组和对照组的BUN、SCr 超标率都接近0.暴露组和对照组的NAG、UA 浓度差异无统计学意义(P>0.05)，暴露组NAG、UA 超标率也分别高于对照组，但是两组儿童超标率都低于35%.

表4 暴露组和对照组儿童肾功能指标浓度Table 4 Concentrations of renal function indexes of children between the exposed and the control group

2.4 PBDEs 和NFRs 对肾功能指标的干扰

BDE-153、BDE-154、BDE-183、BDE-204、BDE-207、BDE-209、∑PBDE 浓度均与β2-MG 浓度呈显著正相关 ；BDE-153、BDE-154、BDE-183、BDE-204、BDE-209、∑PBDE 浓度均与BUN 浓度呈显著负相关；BDE-154、BDE-183、BDE-204、BDE-209、∑PBDE 浓度均与SCr浓度呈显著负相关(P<0.05，见表5).PBDEs 浓度与β2-MG 浓度呈显著正相关，这与Xu 等[37]对电子垃圾拆解工人的研究结果一致.这可能归结于PBDEs的肾细胞毒性：PBDEs 可诱导产生ROS[50]，引发细胞DNA 氧化损伤[51]，诱发细胞癌变[35].这些毒性效应可能经β2-MG 这一肾损伤的敏感指标体现[47].PBDEs浓度与BUN 浓度呈显著负相关，可能原因是高浓度PBDEs 暴露导致肾细胞蛋白质代谢紊乱[34]，而BUN是蛋白质代谢的终产物[47].PBDEs 浓度与SCr 浓度呈显著负相关，这与Xu 等[37]对电子垃圾拆解工人的研究结果相反.细胞试验表明：较低和较高浓度PBDEs 暴露可降低SCr 浓度，而中间浓度PBDEs 暴露可增加SCr 浓度[34]；因而不同PBDEs 暴露浓度可能降低或增加SCr 浓度，出现完全相反的结果.另外，SCr 是人体肌酸和磷酸肌酸代谢的终产物，受到饮食、运动、肌肉量等多种因素影响[52].该研究对象为儿童、Xu 等[37]的研究对象为成人，他们的饮食习惯、运动量和身体条件不完全一样，可能出现相反结果.针对鸟类的研究也发现，PBDEs 浓度与SCr 浓度呈显著负相关[36,53].PBDEs 浓度与NAG、UA 浓度的关联均无统计学意义(P>0.05).NAG 是来自肾小管上皮细胞的水解酶，反映了上皮组织损伤程度[54]，PBDEs 未影响NAG 的原因有待进一步研究.UA 来自体内或食物中嘌呤代谢，受到饮食结构和饮水量影响较大[48]，针对鸟类的研究发现，PBDEs 浓度与UA 浓度相关性不显著[36,53].

与PBDEs 类似，部分高分子量NFRs 和∑NFR 浓度均与肾功能指标呈显著相关(P<0.05，见表5)：DPs、DPa、DBDPE、∑NFR 浓度均与β2-MG 浓度呈显著正相关；DPa、DBDPE 浓度均与BUN 浓度呈显著负相关，DPs、DPa、DBDPE、∑NFR 浓度均与SCr 浓度呈显著负相关.NFRs 和PBDEs 具有相似的肾功能干扰特点，可能原因是部分NFRs 与PBDEs 具有类似的分子结构，如DBDPE 与BDE-209 结构类似[2]，导致它们具有类似的肾细胞毒性.当前关于NFRs 对肾脏细胞毒性的动物试验和机理研究还相对较少，NFRs暴露与肾损伤的关联有待进一步研究.

Cd 浓度与β2-MG、NAG 浓度均呈显著正相关，Ni 浓度与NAG 浓度呈显著正相关(P<0.05，见表5).已有研究[55-57]证实，Cd 暴露会导致人体肾损伤，表现为Cd 暴露浓度与β2-MG、NAG 浓度均等呈显著正相关，这与该研究结果一致.

表5 污染物浓度与肾功能指标的线性回归系数Table 5 Linear regression coefficients between concentrations of pollutants and renal function indexes

2.5 多种污染物对肾功能指标干扰的交互作用

∑PBDE 分别与Pb、Cd、Ni 的交互作用β2-MG浓度的影响具有统计学意义〔P<0.05，见图1(a)～(c)〕，∑PBDE 与Cd 的交互作用对UA 浓度的影响具有统计学意义〔P<0.05，见图1(d)〕.∑NFR 与其他污染物之间的交互作用对肾功能指标的影响无统计学意义(P>0.05).交互作用对肾功能指标的影响取决于∑PBDE 与重金属浓度的比例.当∑PBDE 和Pb 浓度都较高，或Pb 浓度较低而∑PBDE 浓度较高时，∑PBDE 与Pb 交互作用促进β2-MG 浓度的增加；当Pb 浓度较高而∑PBDE 浓度较低时，∑PBDE 与Pb 交互作用抑制β2-MG 浓度的增加〔见图1(a)〕.当Cd 浓度较高而∑PBDE 浓度较低时，∑PBDE 与Cd 交互作用促进β2-MG、UA 浓度的增加；当Cd 和∑PBDE 浓度都较低时，∑PBDE 与Cd 交互作用抑制β2-MG、UA 浓度的增加〔见图1(b)(d)〕.∑PBDE 与Ni 的交互作用对β2-MG 浓度有类似影响〔见图1(c)〕.∑PBDE与重金属在交互作用中贡献不同，例如，较高的Cd浓度比较高的∑PBDE 浓度更能促进β2-MG 和UA 浓度的增加.PBDEs 可以与Cd 等金属共同作用影响肾功能指标，但作用机制尚不明确.

2.6 PBDEs 和NFRs 暴露与儿童肾损伤

暴露组β2-MG 浓度显著高于对照组，暴露组BUN 和SCr 浓度显著低于对照组(见表4).在两组儿童年龄、性别、BMI、不适症状、金属暴露水平差异无统计学意义的前提下，两组儿童β2-MG、BUN、SCr 浓度差异应归结于PBDEs 和NFRs 暴露水平差异，∑PBDE 和∑NFR 浓度均与β2-MG 浓度呈显著正相关、与BUN 和SCr 浓度呈显著负相关，暴露组∑PBDE 和∑NFR 浓度显著高于对照组.此外，PBDEs和金属的交互作用也加剧两组儿童β2-MG 浓度差异，相比对照组，暴露组较高的∑PBDE 浓度使∑PBDE与Pb、Cd、Ni 的交互作用更能促进β2-MG 浓度增加〔见图1(a)～(c)〕.

暴露组β2-MG 中值超过参考范围，超标率为72%.与之相对，对照组β2-MG 中值位于参考范围内，且超标率仅为26%.β2-MG 是细胞膜上组织性抗原的重要成分，随新陈代谢释放到血液中，并通过肾小球过滤、肾小管重新吸收和分解[58].肾损伤时，肾小管重吸收功能受损，尿中β2-MG 浓度显著升高[59].β2-MG 能精准指示早期肾损伤[58,60-61]，尤其是污染物暴露、糖尿病、高血压、肾病等环境或疾病因素导致的肾损伤[58-59,62].研究中β2-MG 浓度与∑PBDE 和∑NFR 浓度均呈显著正相关，且暴露组β2-MG 超标率较高，指示较高的PBDEs 和NFRs 暴露浓度可能影响肾小管重新吸收功能，增加儿童肾损伤的风险.

两组儿童NAG、BUN、SCr、UA 浓度中值都位于参考范围内，且超标率低于35%.NAG 反映肾小管上皮组织损伤，研究中PBDEs 和NFRs 浓度均与NAG 浓度相关性不显著，且两组儿童NAG 浓度差异不显著，指示PBDEs 和NFRs 暴露没有明显损伤肾小管上皮组织.BUN、SCr、UA 浓度也反映肾损伤，但它们还受到饮食结构和饮水量等因素影响[47]，通常在肾功能严重受损时才升高.两组儿童BUN、SCr、UA 浓度差异不显著，且超标率较低，指示PBDEs 和NFRs 暴露并未导致暴露组儿童严重的肾损伤.

综上，PBDEs、NFRs 暴露影响儿童肾小管功能，增加儿童肾损伤的风险.随着体内PBDEs 和NFRs的不断蓄积，暴露组儿童可能会出现严重的肾损伤.建议关闭家庭式拆解厂，将拆解工作集中至密闭园区；持续关注电子垃圾拆解区和其他环境高风险区儿童肾功能状况.目前，PBDEs、NFRs 暴露导致人体肾损伤的研究较少，该研究证实PBDEs、NFRs 暴露可增加儿童肾损伤风险，补充了相关不足.研究结果丰富了对PBDEs 和NFRs 环境健康风险的认识，为新污染物的治理和管控措施提供支撑.该研究样本量较少(114 例)，未来应开展更大尺度的环境健康研究，结合环境毒理学，综合评估电子垃圾拆解区和其他环境高风险区PBDEs、NFRs 暴露的人群健康风险.

3 结论

a) 暴露组儿童∑PBDE 和∑NFR 内暴露浓度显著高于对照组儿童，也高于国内外一般地区儿童.∑NFR 浓度与∑PBDE 浓度呈显著相关.两组儿童Pb、Cd、Ni 内暴露浓度差异无统计学意义.

b) 6 种PBDEs、3 种NFRs、∑PBDE、∑NFR 浓度均与β2-MG 浓度呈显著正相关；5 种PBDEs、2 种NFRs、∑PBDE 浓度均与BUN 浓度呈显著负相 关；4 种PBDEs、3 种NFRs、∑PBDE、∑NFR 浓度均与SCr 浓度呈显著负相关.∑PBDE 与Pb、Cd、Ni 的交互作用对β2-MG 浓度存在显著影响，∑PBDE 与Cd 的交互作用对UA 浓度存在显著影响.

c) PBDEs、NFRs 暴露导致暴露组β2-MG 浓度显著高于对照组，BUN 和SCr 浓度显著低于对照组.暴露组β2-MG 超标率为72%，指示较高的PBDEs、NFRs 暴露浓度能够增加儿童肾损伤的风险.