郭凌川，劉 濤，肖建鵬，李 敏，呂占祿，張 晗，張金良，馬文軍*

1.中國(guó)環(huán)境科學(xué)研究院，環(huán)境基準(zhǔn)與風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估國(guó)家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，北京 100012

2.暨南大學(xué)基礎(chǔ)醫(yī)學(xué)與公共衛(wèi)生學(xué)院，廣東 廣州 510632

3.廣東省疾病預(yù)防控制中心，廣東省公共衛(wèi)生研究院，廣東 廣州 511430

4.廣東省疾病預(yù)防控制中心，廣東 廣州 511430

多溴聯(lián)苯醚(polybrominated diphenyl ethers,PBDEs)曾被用作阻燃劑，隨著電子產(chǎn)品的制造、使用和回收釋放到環(huán)境中[1-2].PBDEs 可經(jīng)由呼吸、皮膚接觸等途徑進(jìn)入人體并蓄積[3-4].環(huán)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(shí)，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(huán)境和人體中也可檢測(cè)出NFRs[12-18].PBDEs 和NFRs 作為新污染物，具有內(nèi)分泌干擾效應(yīng)等生物毒性[19].但是，當(dāng)前針對(duì)PBDEs 和NFRs 環(huán)境健康風(fēng)險(xiǎn)的認(rèn)識(shí)仍較為薄弱[20]，嚴(yán)重制約著對(duì)它們的治理管控[21].加強(qiáng)對(duì)PBDEs 和NFRs 的環(huán)境健康風(fēng)險(xiǎn)研究，有助于新污染物的管控和風(fēng)險(xiǎn)防范[22]，更好地保護(hù)生態(tài)環(huán)境安全和人體健康.

電子垃圾拆解釋放大量的PBDEs 和NFRs[23]，導(dǎo)致職業(yè)拆解工和當(dāng)?shù)鼐用翊嬖谳^高的PBDEs 和NFRs 內(nèi)暴露濃度[24-28].電子垃圾拆解區(qū)人群是研究PBDEs 和NFRs 環(huán)境健康風(fēng)險(xiǎn)的適宜對(duì)象.筆者所在課題組前期研究發(fā)現(xiàn)，電子垃圾拆解區(qū)PBDEs 和NFRs 暴露影響當(dāng)?shù)鼐用窦谞钕偌に豙29]、性激素[30]、血細(xì)胞[31]等，給當(dāng)?shù)鼐用駧磔^高的健康風(fēng)險(xiǎn).已有研究[32]還發(fā)現(xiàn)，電子垃圾拆解工存在腎損傷風(fēng)險(xiǎn).目前已證實(shí)，鉛(lead,Pb)、鎘(cadmium,Cd)等金屬暴露可引起活性氧(reactive oxygen species,ROS)增加、細(xì)胞凋亡、生物膜損傷、影響細(xì)胞內(nèi)鈣離子平衡等[33]，這是導(dǎo)致人體腎損傷的重要誘因.但是，當(dāng)前研究對(duì)PBDEs、NFRs 等新污染物是否也導(dǎo)致人體腎損傷缺乏認(rèn)識(shí).細(xì)胞試驗(yàn)和動(dòng)物研究表明，PBDEs 暴露可能導(dǎo)致腎損傷，如PBDEs 暴露改變了胚胎腎細(xì)胞蛋白表達(dá)，導(dǎo)致細(xì)胞凋亡、產(chǎn)生過量ROS[34-35]，鳥類血PBDEs 濃度與腎損傷標(biāo)志物尿酸(uric acid,UA)、血肌酐(serum creatinine,SCr)濃度呈顯著相關(guān)[36].但是少量的人群研究并未確認(rèn)PBDEs 在人體腎損傷中的作用.例如，Xu 等[37]研究發(fā)現(xiàn)，電子垃圾拆解工血清PBDEs 濃度總和與腎損傷標(biāo)志物β2微球蛋白(β2-microglobulin,β2-MG)、SCr 濃度的相關(guān)性無統(tǒng)計(jì)學(xué)意義，因而無法將拆解工與對(duì)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(huán)境健康風(fēng)險(xiǎn)研究的一個(gè)短板.

針對(duì)上述不足，該文以電子垃圾拆解區(qū)兒童為研究對(duì)象，開展PBDEs 和NFRs 內(nèi)暴露水平與腎功能指標(biāo)的研究.該研究有助于認(rèn)識(shí)PBDEs 和NFRs 暴露的環(huán)境健康風(fēng)險(xiǎn)，為PBDEs、NFRs 等新污染物治理和管控措施提供支撐，同時(shí)呼吁關(guān)注環(huán)境高風(fēng)險(xiǎn)區(qū)兒童健康.

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)域和研究對(duì)象

以中國(guó)南方某城市2 所小學(xué)六年級(jí)學(xué)生為研究對(duì)象.其中一所小學(xué)(暴露組)位于電子垃圾拆解區(qū).在拆解區(qū)，以家庭式拆解廠為主的電子垃圾拆解行業(yè)持續(xù)了30 多年.這些拆解廠長(zhǎng)期向當(dāng)?shù)丨h(huán)境傾倒廢液、廢渣，排放廢氣，導(dǎo)致當(dāng)?shù)丨h(huán)境中PBDEs 濃度高于周邊區(qū)域[38-39].另一所小學(xué)(對(duì)照組)周邊沒有任何電子垃圾拆解行業(yè).2 所小學(xué)位于同一市轄區(qū)內(nèi)，距離約50 km.在暴露組和對(duì)照組各隨機(jī)抽取57 位學(xué)生作為研究對(duì)象.

1.2 樣品采集和前處理

于2016 年10 月17?21 日對(duì)研究對(duì)象開展問卷調(diào)查和樣品采集.該工作事先征得了監(jiān)護(hù)人的同意并簽署知情同意書.問卷內(nèi)容包括研究對(duì)象性別、年齡、身高、體質(zhì)量、家庭狀況、個(gè)人一年內(nèi)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(cè)，1.0 mL 用于血脂(甘油三脂、總膽固醇)濃度檢測(cè)，1.0 mL 用于尿素氮(blood urea nitrogen,BUN)、SCr、UA 濃度檢測(cè)，剩余0.50 mL 全血用于Pb 濃度檢測(cè).將采集的尿樣分為2 部分，4.0 mL用于Cd、鎳(nickel,Ni)濃度檢測(cè)，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(cè).所有樣品都儲(chǔ)存于?20 ℃待測(cè).

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(rùn)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(guó)劍橋同位素實(shí)驗(yàn)室有限公司)、13C-BDE-209(美國(guó)劍橋同位素實(shí)驗(yàn)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(fù)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(guó)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(rùn)洗離心管并淋洗固相萃取柱.⑤用20 mL 正己烷洗脫目標(biāo)物，氮吹至干，再用0.10 mL 正己烷復(fù)溶，加入內(nèi)標(biāo)BDE-69(百靈威科技有限公司)、13C-BDE-139(美國(guó)劍橋同位素實(shí)驗(yàn)室有限公司)、13C-BDE-208(美國(guó)劍橋同位素實(shí)驗(yàn)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(cè)定

PBDEs 和NFRs 濃度采用氣相色譜-負(fù)化學(xué)源質(zhì)譜(Shimadzu QP-2010，日本島津公司)檢測(cè)[40]；Pb、Cd、Ni 濃度采用電感耦合等離子體質(zhì)譜(Agilent 7700X，美國(guó)安捷倫科技有限公司)檢測(cè)；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(dòng)生化分析儀(Hitachi7181，日本日立公司)檢測(cè).

1.4 質(zhì)量控制

共完成12 個(gè)場(chǎng)地空白樣、6 個(gè)實(shí)驗(yàn)室空白樣、9個(gè)基質(zhì)加標(biāo)樣檢測(cè).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(zhì)加標(biāo)(13 種PBDEs和8 種NFRs 標(biāo)準(zhǔn)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(zhì)加標(biāo)(Agilent 5183-4688，美國(guó)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(shí)測(cè)濃度減去場(chǎng)地空白樣品濃度的平均值.

1.5 數(shù)據(jù)分析

測(cè)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(cè)定8 種NFRs，包括四溴乙基環(huán)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(jù)甘油三酯和總膽固醇濃度計(jì)算[41].

用線性回歸分析污染物內(nèi)暴露水平(自變量，包括PBDEs、NFRs、Pb、Cd、Ni)和腎功能指標(biāo)(因變量，包括β2-MG、NAG、BUN、SCr、UA)關(guān)聯(lián)，其中PBDEs、NFRs、Pb、Cd、Ni、β2-MG、NAG、BUN、UA 使用對(duì)數(shù)轉(zhuǎn)換后的值，控制性別、年齡、身體質(zhì)量指數(shù)(body mass index，BMI，根據(jù)身高、體質(zhì)量計(jì)算)、個(gè)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(duì)腎功能指標(biāo)影響的兩兩交互作用，同樣控制上述混雜因素.用T檢驗(yàn)比較暴露組和對(duì)照組年齡、性別、血脂和內(nèi)暴露水平差異.用χ2檢驗(yàn)比較暴露組和對(duì)照組不適癥狀、父母文化程度、家庭年收入差異.用協(xié)方差分析比較暴露組和對(duì)照組腎功能指標(biāo)差異，同樣控制上述混因素.所有統(tǒng)計(jì)均由R 軟件(v 4.0.5)完成.以P<0.05 作為統(tǒng)計(jì)學(xué)差異判斷標(biāo)準(zhǔn).濃度數(shù)據(jù)使用2 位有效數(shù)字，相關(guān)系數(shù)(R)和P值使用小數(shù)點(diǎn)后3 位有效數(shù)字.

2 結(jié)果與討論

2.1 研究對(duì)象基本信息

研究對(duì)象基本信息見表1.大部分研究對(duì)象年齡12 歲，性別比接近1∶1.大部分研究對(duì)象父母文化程度為初中、不清楚家庭年收入情況.少數(shù)研究對(duì)象出現(xiàn)過咳嗽、打噴嚏癥狀.研究對(duì)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(duì)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(duì)照組基本信息Table 1 Basic information of the exposed and the control group

暴露組和對(duì)照組的年齡、性別、父母文化程度、個(gè)人不適癥狀、BMI 的差異無統(tǒng)計(jì)學(xué)意義(P>0.05).暴露組和對(duì)照組的家庭年收入差異有統(tǒng)計(jì)學(xué)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(duì)照組(P<0.05).

2.2 PBDEs、NFRs 和金屬內(nèi)暴露水平

調(diào)查對(duì)象的PBDEs、NFRs、金屬內(nèi)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(duì)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(nèi)暴露濃度，如美國(guó)亞特蘭大兒童(0.23 ng/g lipid)[42]、比利時(shí)弗蘭德斯兒童(1.6 ng/g lipid)[43]、美國(guó)加州兒童(110 ng/g lipid)[44]、中國(guó)某石化區(qū)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(qū)兒童(210 ng/g lipid)略高[45].相對(duì)地，對(duì)照組的∑PBDE 濃度中值接近或高于上述非電子垃圾拆解區(qū)人群濃度.暴露組的∑NFR 濃度中值高于中國(guó)某石化區(qū)兒童(240 ng/g lipid)[40].暴露組兒童較高的PBDEs 和NFRs 濃度和當(dāng)?shù)仉娮永鸾庥嘘P(guān)，家庭式拆解廠通過機(jī)械破碎、烘烤、燃燒、酸浸泡等方式將電子產(chǎn)品中的PBDEs 和NFRs 排放到環(huán)境中，環(huán)境中的PBDEs 和NFRs 通過呼吸、皮膚接觸等方式進(jìn)入人體并蓄積[46].此外，∑NFR 濃度和∑PBDE 濃度呈顯著相關(guān)(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(qū)域開展的成人研究結(jié)果[30]一致.

表2 暴露組和對(duì)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(duì)照組(P<0.05)，兩組兒童其他PBDEs和NFRs 濃度差異沒有統(tǒng)計(jì)學(xué)意義(P>0.05).可能當(dāng)?shù)仉娮永鸾饣顒?dòng)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(dǎo)致暴露組∑PBDE、∑NFR 濃度顯著高于對(duì)照組.

不同于PBDEs 和NFRs，暴露組與對(duì)照組的Pb、Cd、Ni 濃度差異沒有統(tǒng)計(jì)學(xué)意義(P>0.05)，可能當(dāng)?shù)仉娮永鸾獠⑽创罅颗欧臥b、Cd、Ni.

2.3 暴露組和對(duì)照組腎功能指標(biāo)差異

暴露組β2-MG 濃度(中值為0.40 mg/L)顯著高于對(duì)照組(中值為0.30 mg/L)(P<0.05，見表4)，暴露組β2-MG 超標(biāo)率為72%，遠(yuǎn)高于對(duì)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(duì)照組(中值分別為3.9 和47 μmol/L)(P<0.05，見表4)，暴露組和對(duì)照組的BUN、SCr 超標(biāo)率都接近0.暴露組和對(duì)照組的NAG、UA 濃度差異無統(tǒng)計(jì)學(xué)意義(P>0.05)，暴露組NAG、UA 超標(biāo)率也分別高于對(duì)照組，但是兩組兒童超標(biāo)率都低于35%.

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

2.4 PBDEs 和NFRs 對(duì)腎功能指標(biāo)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(guān) ；BDE-153、BDE-154、BDE-183、BDE-204、BDE-209、∑PBDE 濃度均與BUN 濃度呈顯著負(fù)相關(guān)；BDE-154、BDE-183、BDE-204、BDE-209、∑PBDE 濃度均與SCr濃度呈顯著負(fù)相關(guān)(P<0.05，見表5).PBDEs 濃度與β2-MG 濃度呈顯著正相關(guān)，這與Xu 等[37]對(duì)電子垃圾拆解工人的研究結(jié)果一致.這可能歸結(jié)于PBDEs的腎細(xì)胞毒性：PBDEs 可誘導(dǎo)產(chǎn)生ROS[50]，引發(fā)細(xì)胞DNA 氧化損傷[51]，誘發(fā)細(xì)胞癌變[35].這些毒性效應(yīng)可能經(jīng)β2-MG 這一腎損傷的敏感指標(biāo)體現(xiàn)[47].PBDEs濃度與BUN 濃度呈顯著負(fù)相關(guān)，可能原因是高濃度PBDEs 暴露導(dǎo)致腎細(xì)胞蛋白質(zhì)代謝紊亂[34]，而BUN是蛋白質(zhì)代謝的終產(chǎn)物[47].PBDEs 濃度與SCr 濃度呈顯著負(fù)相關(guān)，這與Xu 等[37]對(duì)電子垃圾拆解工人的研究結(jié)果相反.細(xì)胞試驗(yàn)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(xiàn)完全相反的結(jié)果.另外，SCr 是人體肌酸和磷酸肌酸代謝的終產(chǎn)物，受到飲食、運(yùn)動(dòng)、肌肉量等多種因素影響[52].該研究對(duì)象為兒童、Xu 等[37]的研究對(duì)象為成人，他們的飲食習(xí)慣、運(yùn)動(dòng)量和身體條件不完全一樣，可能出現(xiàn)相反結(jié)果.針對(duì)鳥類的研究也發(fā)現(xiàn)，PBDEs 濃度與SCr 濃度呈顯著負(fù)相關(guān)[36,53].PBDEs 濃度與NAG、UA 濃度的關(guān)聯(lián)均無統(tǒng)計(jì)學(xué)意義(P>0.05).NAG 是來自腎小管上皮細(xì)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(jìn)一步研究.UA 來自體內(nèi)或食物中嘌呤代謝，受到飲食結(jié)構(gòu)和飲水量影響較大[48]，針對(duì)鳥類的研究發(fā)現(xiàn)，PBDEs 濃度與UA 濃度相關(guān)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(biāo)呈顯著相關(guān)(P<0.05，見表5)：DPs、DPa、DBDPE、∑NFR 濃度均與β2-MG 濃度呈顯著正相關(guān)；DPa、DBDPE 濃度均與BUN 濃度呈顯著負(fù)相關(guān)，DPs、DPa、DBDPE、∑NFR 濃度均與SCr 濃度呈顯著負(fù)相關(guān).NFRs 和PBDEs 具有相似的腎功能干擾特點(diǎn)，可能原因是部分NFRs 與PBDEs 具有類似的分子結(jié)構(gòu)，如DBDPE 與BDE-209 結(jié)構(gòu)類似[2]，導(dǎo)致它們具有類似的腎細(xì)胞毒性.當(dāng)前關(guān)于NFRs 對(duì)腎臟細(xì)胞毒性的動(dòng)物試驗(yàn)和機(jī)理研究還相對(duì)較少，NFRs暴露與腎損傷的關(guān)聯(lián)有待進(jìn)一步研究.

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

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

2.5 多種污染物對(duì)腎功能指標(biāo)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(tǒng)計(jì)學(xué)意義〔P<0.05，見圖1(a)～(c)〕，∑PBDE 與Cd 的交互作用對(duì)UA 濃度的影響具有統(tǒng)計(jì)學(xué)意義〔P<0.05，見圖1(d)〕.∑NFR 與其他污染物之間的交互作用對(duì)腎功能指標(biāo)的影響無統(tǒng)計(jì)學(xué)意義(P>0.05).交互作用對(duì)腎功能指標(biāo)的影響取決于∑PBDE 與重金屬濃度的比例.當(dāng)∑PBDE 和Pb 濃度都較高，或Pb 濃度較低而∑PBDE 濃度較高時(shí)，∑PBDE 與Pb 交互作用促進(jìn)β2-MG 濃度的增加；當(dāng)Pb 濃度較高而∑PBDE 濃度較低時(shí)，∑PBDE 與Pb 交互作用抑制β2-MG 濃度的增加〔見圖1(a)〕.當(dāng)Cd 濃度較高而∑PBDE 濃度較低時(shí)，∑PBDE 與Cd 交互作用促進(jìn)β2-MG、UA 濃度的增加；當(dāng)Cd 和∑PBDE 濃度都較低時(shí)，∑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(duì)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(xiàn)不同，例如，較高的Cd濃度比較高的∑PBDE 濃度更能促進(jìn)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(biāo)，但作用機(jī)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(duì)照組，暴露組BUN 和SCr 濃度顯著低于對(duì)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(tǒng)計(jì)學(xué)意義的前提下，兩組兒童β2-MG、BUN、SCr 濃度差異應(yīng)歸結(jié)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(guān)、與BUN 和SCr 濃度呈顯著負(fù)相關(guān)，暴露組∑PBDE 和∑NFR 濃度顯著高于對(duì)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(duì)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(jìn)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(biāo)率為72%.與之相對(duì)，對(duì)照組β2-MG 中值位于參考范圍內(nèi)，且超標(biāo)率僅為26%.β2-MG 是細(xì)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(shí)，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(zhǔn)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(huán)境或疾病因素導(dǎo)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(guān)，且暴露組β2-MG 超標(biāo)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(fēng)險(xiǎn).

兩組兒童NAG、BUN、SCr、UA 濃度中值都位于參考范圍內(nèi)，且超標(biāo)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(guān)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(jié)構(gòu)和飲水量等因素影響[47]，通常在腎功能嚴(yán)重受損時(shí)才升高.兩組兒童BUN、SCr、UA 濃度差異不顯著，且超標(biāo)率較低，指示PBDEs 和NFRs 暴露并未導(dǎo)致暴露組兒童嚴(yán)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(fēng)險(xiǎn).隨著體內(nèi)PBDEs 和NFRs的不斷蓄積，暴露組兒童可能會(huì)出現(xiàn)嚴(yán)重的腎損傷.建議關(guān)閉家庭式拆解廠，將拆解工作集中至密閉園區(qū)；持續(xù)關(guān)注電子垃圾拆解區(qū)和其他環(huán)境高風(fēng)險(xiǎn)區(qū)兒童腎功能狀況.目前，PBDEs、NFRs 暴露導(dǎo)致人體腎損傷的研究較少，該研究證實(shí)PBDEs、NFRs 暴露可增加兒童腎損傷風(fēng)險(xiǎn)，補(bǔ)充了相關(guān)不足.研究結(jié)果豐富了對(duì)PBDEs 和NFRs 環(huán)境健康風(fēng)險(xiǎn)的認(rèn)識(shí)，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(yīng)開展更大尺度的環(huán)境健康研究，結(jié)合環(huán)境毒理學(xué)，綜合評(píng)估電子垃圾拆解區(qū)和其他環(huán)境高風(fēng)險(xiǎn)區(qū)PBDEs、NFRs 暴露的人群健康風(fēng)險(xiǎn).

3 結(jié)論

a) 暴露組兒童∑PBDE 和∑NFR 內(nèi)暴露濃度顯著高于對(duì)照組兒童，也高于國(guó)內(nèi)外一般地區(qū)兒童.∑NFR 濃度與∑PBDE 濃度呈顯著相關(guān).兩組兒童Pb、Cd、Ni 內(nèi)暴露濃度差異無統(tǒng)計(jì)學(xué)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(guān)；5 種PBDEs、2 種NFRs、∑PBDE 濃度均與BUN 濃度呈顯著負(fù)相 關(guān)；4 種PBDEs、3 種NFRs、∑PBDE、∑NFR 濃度均與SCr 濃度呈顯著負(fù)相關(guān).∑PBDE 與Pb、Cd、Ni 的交互作用對(duì)β2-MG 濃度存在顯著影響，∑PBDE 與Cd 的交互作用對(duì)UA 濃度存在顯著影響.

c) PBDEs、NFRs 暴露導(dǎo)致暴露組β2-MG 濃度顯著高于對(duì)照組，BUN 和SCr 濃度顯著低于對(duì)照組.暴露組β2-MG 超標(biāo)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(fēng)險(xiǎn).