-
多氯代二苯并二恶英(polychlorinated dibenzo-p-dioxins, PCDDs)和多氯代二苯并呋喃(polychlorinated dibenzofurans, PCDFs)是一类具有高辛醇水分配系数，在环境中难降解，可在生物脂肪中蓄积并通过食物链进入人体的污染物[1]。根据氯原子在芳环上取代数目和位置的不同，PCDD/Fs有210种异构体，其中17种2,3,7,8位氯取代的二恶英/呋喃被认为可对人类健康产生较大危害[2]。因为这些PCDD/Fs单体可与芳烃受体结合，诱导基因表达，破坏正常的激素信号传导途径，对人体具有很强的致突变性、致癌性和致畸性，同时还会引起生殖障碍和发育缺陷，已于2001年作为首批受控持久性有机污染物列入《关于持久性有机污染物的斯德哥尔摩公约》污染物名单中[3-5]。除用于科学研究，人类从未故意生产过PCDD/Fs，其主要在化工生产过程中和热过程被无意生成和释放，如杀虫剂、除草剂生产的副产物和城市固废焚烧、有色金属冶炼过程中的无意排放[6-8]。
PCDD/Fs经工业源释放后，可迁移扩散到大气、土壤和沉积物等不同环境介质中，人体主要通过膳食摄入、呼吸和皮肤接触等途径暴露。已有研究通过测定空气、土壤、食物和其他环境介质中PCDD/Fs的浓度来评估人类的暴露水平[9-10]。但是测定人体组织可直接反映人群PCDD/Fs暴露水平，相关研究已在美国、日本、欧洲和我国部分地区开展[11]。如罗等[12]测定了越南男性血清中的二恶英水平，考虑年龄、体质指数、吸烟等因素，分析了男性患病与二恶英的关系；Zubero等[13]测定了西班牙固体废物焚烧厂附近采集的人体血清，并分年龄和性别进行了分析，发现PCDD/Fs的浓度水平与年龄无显著相关性；Baba等[14]测定了日本婴儿血清中PCDD/Fs的浓度，发现男婴和女婴的PCDD/Fs无显著差异；Wittsiepe等[15]测定了德国工业化地区19—42岁孕妇分娩时的血清和母乳中PCDD/Fs的含量，分析了工业区内人群的暴露水平；Hsu等[16]测定了中国台湾普通人群的血清样本中PCDD/Fs暴露水平，发现低龄组血清中PCDD/Fs组成特征与其他3个高龄组有显着差异，可能受到代谢速率或饮食习惯的影响，这意味着在分析PCDD/Fs对人体影响时，必须考虑样本的年龄、性别等潜在因素。目前，研究主要选择人血和母乳作为人体暴露指示样本，但母乳受到年龄、性别等限制，不具备普通人群的代表性。人体血清具有较高的脂质含量，有助于脂溶性化合物的分析；易获得不同性别、不同年龄段的血清样本；同时测定血清中PCDD/Fs是对大气、土壤等环境介质监测的补充，能更准确的评估人体PCDD/Fs的暴露水平。
本研究采集了我国北方工业城市烟台市共计480位居民血清样本，利用气相色谱串联三重四极杆质谱联用仪测定和分析了其中PCDD/Fs的浓度水平与组成特征，并从性别和年龄段等因素分析了该市居民的PCDD/Fs暴露水平和时间变化趋势，通过单体组成特征分析了可能的暴露源。研究结果将有助于了解当前典型工业城市居民暴露PCDD/Fs的水平与特征。
-
近年来我国有关人体血清中PCDD/Fs的研究较少，尤其是典型工业城市人体血清中PCDD/Fs的分布规律尚不清楚。烟台市作为山东省沿海工业城市，有较多冶金、机械和化工工厂，高能耗行业仍占较大比重。再生铜冶炼厂和氯碱厂等PCDD/Fs潜在排放源所在工业区坐落于该市芝罘区内，为此本研究选取芝罘区作为研究区域，于2016年在该区医院和捐赠者知情并同意的情况下，对储存在血库中用于常规病例检测的血清进行随机采集，记录了每份样本的年龄、性别、采集日期以及居住位置等信息，男性和女性志愿者的年龄范围都在18—54岁（平均37岁）。血清样本以3000 r·min−1离心15 min后，采集上清液转移至新的聚丙烯真空管中，每个血清样本采集0.5 mL，并按照其性别和年龄段（<20、20—24、24—29、30—34、34—39、40—44、40—49、50—54岁）进行混合，储存于便携式冰箱。冷藏的样本转移至实验室后，涡旋混合均匀后平均分成5份备份，每份3 mL，于冰箱－18 ℃冷冻保存，直至实验分析。每组混合样本的份数、脂重以及志愿者的年龄段等信息见表1。
-
仪器：Trace 1310气相色谱-TSQ 8000 Evo三重四极杆质谱联用仪（美国Thermo Fisher Scientific公司）；AUX120电子天平（日本岛津公司）；BF2000氮气吹干仪（北京八方世纪科技有限公司）；R-3型旋转蒸发仪（瑞士Buchi公司）。
实验材料：正己烷、二氯甲烷（农残级，美国J.T.Baker公司）、凝胶Bio-beads SX-3（0.098—0.046 mm粒径，美国Bio-Rad Laboratories）、甲基叔丁基醚（农残级，美国MREDA公司）、异丙醇（HPLC级，美国Fisher公司）、浓盐酸（北京北化精细化学品有限责任公司）、碱性Al2O3（使用前于600 ℃马弗炉中烘烤6 h以上，冷却至室温后置于玻璃容器内密封保存，备用）、无水硫酸钠（使用前于450 ℃烘箱中烘4 h，冷却至室温后置于玻璃容器内密封保存，备用）、高纯氮气（北京诚为信有限公司）。PCDD/Fs标准品（1613STOCK: 1,2,3,4,6,7,8-HpCDD、1,2,3,4,6,7,8-HpCDF、1,2,3,4,7,8,9-HpCDF、1,2,3,4,7,8-HxCDD、1,2,3,4,7,8-HxCDF、1,2,3,6,7,8-HxCDD、1,2,3,6,7,8-HxCDF、1,2,3,7,8,9-HxCDD、1,2,3,7,8,9-HxCDF、1,2,3,7,8-PeCDD、1,2,3,7,8-PeCDF、2,3,4,6,7,8-HxCDF、2,3,4,7,8-PeCDF、2,3,7,8-TCDD、2,3,7,8-TCDF、OCDD、OCDF）；13C12-PCDD/Fs（DF-LCS-C与1613STOCK中各化合物相对应的13C取代化合物），均购自Wellingon公司。
-
从冰箱取出混合血样解冻12 h，每份样品3 mL，加入一定量的内标混合物。分别向样本中加入盐酸1 mL、异丙醇3 mL、正己烷-甲基叔丁基醚（V∶V=1∶1） 3 mL，涡旋离心，静置过夜后提取上层清液，加入4 mL KCl水溶液（1%,W/W）去蛋白，然后分两次加入3 mL正己烷-甲基叔丁基醚（V∶V=1∶1）萃取，提取上层清液。将两次萃取的有机相合并后旋蒸浓缩，通过重量法测定血清样本中的脂质含量，然后加入4 mL正己烷和2 mL 0.5 mol·L−1 KOH复溶，加入3 mL正己烷萃取2次后浓缩至约1 mL，然后通过凝胶渗透色谱柱和碱性氧化铝柱净化分离，洗脱物氮吹浓缩至50 μL后待进样分析。
使用Trace 1310气相色谱-TSQ 8000 Evo三重四极杆质谱联用仪对PCDD/Fs进行测定。质谱端采用EI源和SRM模式，以氦气（1.0 mL·min−1）为载气，离子源电压70 eV，源温为270 ℃。采用DB-5-MS色谱柱（60 m×0.25 mm i.d, 0.1 μm膜厚; Agilent Technologies）分离目标化合物。色谱柱升温程序为160 ℃保持2 min、7.5 ℃·min−1加热至220 ℃保持16 min、5 ℃·min−1加热至235 ℃保持7 min、5 ℃·min−1加热至330 ℃保持1 min。详细的仪器分析方法见之前的研究[17]。
-
使用同位素稀释法对PCDD/Fs进行定量分析，13C-PCDD/Fs内标的平均回收率为70%—120%，满足US EPA 1613方法定量的标准。只有与内标化合物的保留时间相差不超过0.1s，其离子对相对丰度比的偏差在理论值的15%以内，且信噪比大于3的目标峰才被定量。PCDD/Fs的仪器检出限为0.04—0.25 μg·L−1。每8—10个样品设定1个空白加标样，并进行与血清样品相同的前处理步骤。结果表明，空白样品均未检出PCDD/Fs或低于检出限。
-
数据的统计分析使用SPSS 19.0。为了探究再生铜冶炼厂可能对当地居民血清中PCDD/Fs单体组成特征造成的影响，分别检验了男性和女性血清样本中PCDD/Fs单体组成特征与其在再生铜冶炼厂烟道气中的相似性。研究首先对上述样本中PCDD/Fs单体浓度进行了归一化处理（计算了各单体的百分比含量）。S-W检测结果显示男性血清和再生铜烟道气中PCDD/Fs单体占比数据呈非正态分布，所以研究采用Spearman相关性分析上述数据的相似性。
-
本研究测定了烟台市芝罘区居民混合血清样本中17种PCDD/Fs单体的含量，并根据各样本的脂重进行了浓度校正（表2）。男性血清样本中PCDD/Fs的浓度范围为53.4—435 pg·g−1（平均231 pg·g−1），最主要的贡献单体为OCDD；女性为73.8—250 pg·g−1（平均156 pg·g−1），最主要的贡献单体为1,2,3,4,6,7,8-HpCDF；男性和女性血清中∑PCDD/∑PCDF的比值分别为1.11和1.63。由于环境中存在17种毒性强弱不同的2,3,7,8取代PCDD/Fs单体，其中2,3,7,8-TCDD毒性最强，在对PCDD/Fs毒性进行评价时，国际上常利用各单体相对于2,3,7,8-TCDD的毒性单量因子（toxicity equivalent factor，TEF）将各单体折算成相当于2,3,7,8-TCDD的量来表示，称为毒性当量（toxic equivalent quantity，TEQ）。基于PCDD/Fs浓度水平和世界卫生组织2005年发布的TEF [18]，可知各年龄段血清中PCDD/Fs的TEQ。如图1所示，该市男性居民血清样本中PCDD/Fs毒性当量浓度范围为4.24—20.0 pg·g−1（平均11.0 pg·g−1），女性为5.66—52.9 pg·g−1（平均18.7 pg·g−1）。整体来看，男性血清中PCDD/Fs的质量浓度高于女性，但是TEQ却低于女性，这可能与血清中PCDD/Fs的单体组成差异有关，需进一步分析。
Zubero等[13]在西班牙港口城市某固体废物焚烧厂附近采集了127份成年人体血清，男性血清中PCDD/Fs的TEQ水平为4.13—5.46 pg·g−1，女性为3.98—5.27 pg·g−1。Baba等[14]测定了日本北海道386名孕妇和婴儿血清中PCDD/Fs，孕妇、男婴和女婴的TEQ水平分别为9.8、14.67 、14.93 pg·g−1，由孕妇传递给男孩和女孩的PCDD/Fs无显著差异。Xiao等[19]研究了洞庭湖地区20份血液样本中的PCDD/Fs，其TEQ范围在5—109 pg·g−1，同时发现血液中TEQ值随年龄增长而增大，存在正相关关系（r = 0.6, P = 0.007），表明PCDD/Fs浓度水平会在生命周期内持续增加。Wittsiepe等[20]调查了阿克拉21名电子垃圾拆解厂员工和21名当地非职业暴露的对照组，其血清中PCDD/Fs的TEQ浓度分别为2.1—42.7 pg·g−1和1.6—11.6 pg·g−1，暴露组的平均浓度是非暴露组的4倍，该研究未作年龄、身高和体重的区分。在表3中，与其他研究对比发现，中国烟台市居民血清中TEQ水平低于中国湖南居民的TEQ水平，高于西班牙、新西兰和北海道。
-
图2显示了不同性别不同年龄段居民血清中四至八氯代PCDD/Fs的组成特征，男性血清中四、五、六、七、八氯取代的PCDD（Tetra- to octa-CDD）的占比分别为0.71%、0.65%、15.4%、2.2%和28.4%，tetra- to octa-CDF的占比分别为2.1%、4.2%、14.3%、12.2%和19.9%；女性中tetra- to octa-CDD的占比为1.2%、5.7%、19.2%、10.1%和1.6%，tetra- to octa-CDF的占比分别为4.5%、6.1%、22.5%、19.8%和9.4%。可见女性血清中四、五、六、七取代PCDD和PCDF所占比例高于男性，但octa-CDD和octa-CDF高氯代所占比例低于男性。此外，在男性20—49岁的6个年龄段的血清样本中，PCDD/Fs组成特征较为相似，其中OCDD为主要单体之一，在各年龄段均有检出，50—54岁的血清样本的PCDD/Fs组成与其他年龄段差异较大，主要单体为1,2,3,4,6,7,8-HpCDD和1,2,3,7,8-PeCDF；女性各年龄段血清中PCDD/Fs的组成无相似性，各年龄段的优势单体均不同，其中20—24岁年龄段1,2,3,4,6,7,8-HpCDF的单体占比最高，占∑PCDD/Fs的52%。PCDD/Fs浓度和单体组成的性别差异表明男性和女性血清中的PCDD/Fs来源可能不同。
如图3所示，男性血清样本的主要单体为OCDD和OCDF，分别占比28.4%和19.9%；女性血清中PCDD/Fs主要单体为1,2,3,4,6,7,8-HpCDF、1,2,3,7,8,9-HxCDF和1,2,3,4,6,7,8-HpCDD，分别占比16.7%、11.2%和10.0%。男性血清中低氯取代到高氯取代PCDD/Fs的占比总体呈现出上升的趋势，女性没有明显趋势。皮肤接触、呼吸暴露和饮食摄入是人类暴露于环境中PCDD/Fs的重要途径[22]，因此男女所处的工作环境不同，接触的暴露源不同可能是影响男性和女性血清中PCDD/Fs浓度和单体组成差异的原因。此外，工业热过程排放的烟道气中PCDD/Fs主要以PCDFs为主（∑PCDD/∑PCDF<1）[23]，而本研究中男性和女性血清中∑PCDD/∑PCDF的比值分别为1.11和1.65，男性更接近于1，推测该市男性居民受当地工业影响更大。此外，有研究报道烟台市芝罘区工业区土壤中PCDD/Fs的TEQ浓度（平均4.55 pg·g−1）超过了加拿大土壤质量标准，其主要来源于该工业区内一家再生铜冶炼厂的排放[24]。鉴于此，本研究进一步对比了人体血清与这家再生铜冶炼厂烟道气中PCDD/Fs组成特征的相似性。Spearman相关性分析结果表明男性血清与烟道气中PCDD/Fs单体组成存在相关性（r = 0.515, P = 0.035），而女性无相关性（r = 0.159, P = 0.541）。烟道气中的主要单体为1,2,3,4,6,7,8-HpCDF、OCDF和OCDD[25]，与男性血清中的主要单体相同（图3），该市男性血清中单体分布与再生铜厂烟道气中的PCDD/Fs单体分布特征更为类似，进一步验证了男性比女性更容易受到工业生产的影响。
-
如图4（a）所示，男性血清中，30—34和35—39岁年龄段各单体占比均匀，无主要单体，其中1,2,3,4,7,8-HxCDF和1,2,3,6,7,8-HxCDF的TEQ贡献率比其他年龄段高。45—49岁年龄段的主要单体为2,3,7,8-TCDD，约占56%，50—54年龄段的主要单体为2,3,7,8-TCDD（37.6%）和1,2,3,7,8-PeCDD（52.7%），与其他年龄段血清中PCDD/Fs单体组成不同，这可能与不同年龄阶段的饮食习惯和新陈代谢强弱有关。在女性血清中<20岁年龄段的主要单体为1,2,3,7,8,9-HxCDF，20—24、30—34、35—39、40—44和50—54岁5个年龄段的主要单体为1,2,3,7,8-PeCDD，25—29岁的主要单体为1,2,3,4,7,8-HxCDF和1,2,3,6,7,8-HxCDD。
综合来看，在男性血清中，OCDD是17个单体中浓度水平最高的，占Σ17PCDD/Fs的28.4%，但是其对TEQ水平的贡献较小，占比为0.2%。女性血清中单体浓度最高的为1,2,3,4,6,7,8-HpCDF，单体占比为16.7%，而对TEQ贡献最大的单体为1,2,3,7,8-PeCDD，占比为47.6%。总体来看，女性各年龄段血清中1,2,3,7,8-PeCDD的占比均高于男性。此外，根据单体质量浓度和TEF值，可知penta-CDD、hexa-CDD、penta-CDF和hexa-CDF为TEQ主要贡献同系物，占比80.5%。该结果与Gonzalez等[26]研究的血清中不同氯代PCDD/Fs的TEQ占比一致，hexa-CDD、penta-CDD和penta-CDF为TEQ主要贡献同系物。
-
因为PCDD/Fs具有较长的半衰期和较强的生物累积性，相关研究表明人体血清中PCDD/Fs的浓度与年龄呈正相关。Schuhmacher等[27]发现高龄受测者血清中PCDD/Fs的TEQ浓度高于年轻受测者者。Päpke等[28]发现18—30岁人体血清中PCDD/Fs的TEQ为13.1 pg·g−1，31—42岁为16.3 pg·g−1，43—71岁为19.1 pg·g−1，其TEQ水平随年龄增长而增大。Flesch-Janys等[29]研究发现随着人体年龄的增长，身体脂肪百分比增加，细胞新陈代谢的强度会有所降低，导致PCDD/Fs的积累，即年龄越高，人体组织中PCDD/Fs积累越多。
如图5所示，从血清中PCDD/Fs浓度来看，在<20、20—24、25—29、30—34、35—39和40—44的6个年龄组中，男性高于女性，在高龄组中女性却高于男性；从TEQ水平来看，25—29、30—34、35—39的3个年龄段，男性也均高于女性。通过询问当地再生有色金属冶炼工厂的人事部门，一线工人男女比例为98∶2，因此相比于女性，男性更可能在工厂生产线工作，接触暴露水平更高。女性血清TEQ从<20到20—24岁年龄段呈现大幅增加的趋势，20—24岁年龄段比其余几个年龄段都高，主要是高浓度的1,2,3,7,8-PeCDD造成的。
烟台市是老工业城市，再生金属冶炼行业于20世纪80年代兴起，90年代蓬勃发展[30]。早期无序排放以及粗糙的冶炼工艺可能导致PCDD/Fs排放到周边环境中，造成了当地居民的暴露。基于以上分析，90年代出生的居民更容易受到工业源排放的PCDD/Fs影响。在25—54岁的6个年龄段中，女性TEQ水平呈现随年龄增长而增长的趋势，这可能与代谢水平有关，年龄越大，代谢水平减弱，体内累积的PCDD/Fs越多。此外，男性与女性均未体现出PCDD/Fs浓度与TEQ的相关性。
-
本研究调查了我国北方典型工业城市烟台市普通居民血清中PCDD/Fs的暴露水平和组成特征，并分析了不同性别和年龄之间的差异。研究发现，该市居民血清中PCDD/Fs暴露水平低于湖南洞庭湖地区，其中20—24岁组居民血清Σ17PCDD/Fs浓度最高，男性血清中主要单体为OCDF和OCDD，女性为1,2,3,4,6,7,8-HpCDF、1,2,3,7,8,9-HxCDF和1,2,3,4,6,7,8-HpCDD。此外，与再生金属冶炼相关的PCDD/Fs单体在男性血清中占比也更高，可知男性比女性更容易受到工业生产的影响。在25—54岁的6个年龄段中，女性TEQ水平呈现随年龄增长而增长的趋势，这可能与人体代谢水平有关。综合来看，Penta-CDF、hexa-CDF、penta-CDD和hexa-CDD是PCDD/Fs总TEQ的主要贡献同系物。在未来的研究中，需要收集更多关于食物摄入、职业暴露和其他潜在因素的信息，以阐明影响城市居民血清中PCDD/Fs分布的重要因素。
我国北方典型城市居民人体血清中PCDD/Fs暴露水平：性别差异与年龄变化趋势
Exposure level of PCDD/Fs in the human serum samples from a typical city in northern China: Sex difference and age trend
-
摘要: 多氯代二苯并二恶英（polychlorinated dibenzo-p-dioxins，PCDDs）和多氯代二苯并呋喃（polychlorinated dibenzofurans，PCDFs）因具有环境持久性、生物累积性和高毒性而广受人们关注。本研究采集了我国北方典型工业城市烟台市共计480位居民的血清，其中男性和女性血清样本各240份，年龄范围为18—54岁，测定和分析了PCDD/Fs的浓度水平和单体组成特征，讨论了不同年龄段及男女性别之间的暴露差异。男性血清中PCDD/Fs的平均浓度为231 pg·g−1，女性为156 pg·g−1，主要单体分别为OCDF和1,2,3,4,6,7,8-HpCDF；男性血清中PCDD/Fs的平均毒性当量浓度为11.0 pg·g−1，女性为18.7 pg·g−1。在25—29、30—34、35—39的3个年龄段中，男性血清TEQ水平高于女性，其余均低于女性，这可能与男女职业暴露差异有关。20—24岁女性血清中TEQ水平最高，主要由较高浓度的1,2,3,7,8-PeCDD造成。25—54岁女性血清样本中TEQ浓度随年龄增大而增大，这可能与人体年龄增长而新陈代谢强度降低有关，导致人体组织中PCDD/Fs随年龄增长而逐渐累积。男性年龄与血清中的TEQ不呈相关性。此外，penta-CDF、hexa-CDF、penta-CDD和hexa-CDD是TEQ的主要贡献同系物，占比80.5%以上。考虑到该市存在可能的工业暴露源，PCDD/Fs对城市居民造成的健康风险应持续关注。Abstract: Polychlorinated dibenzo-p-dioxins and polychlorinated dibenzofurans (PCDD/Fs) have attracted much attention due to their environmental persistence, bioaccumulation and high toxicity. In this study, serum samples were collected from 480 residents in Yantai, a typical industrial city in northern China. There were 240 male serum samples and 240 female serum samples, whose age ranged from 18 to 54. The concentration and congener composition characteristics of PCDD/Fs were measured and analyzed, and the exposure differences of ages and sex were discussed. The average serum PCDD/F concentrations were 231 pg·g−1 in males and 156 pg·g−1 in females, and the main congeners were OCDF and 1,2,3,4,6,7,8-HpCDF, respectively. The mean toxic equivalent (TEQ) concentrations of PCDD/Fs in serum were 11.0 pg·g−1 in males and 18.7 pg·g−1 in females, respectively. The serum TEQ level of males was higher than those of females in the ages of 25—29, 30—34 and 35—39, and the rest were lower than those of females, which may be related to the differences in occupational exposure between males and females. Serum TEQ levels were highest in women aged 20—24 years, mainly caused by high concentrations of 1,2,3,7,8-PeCDD. The concentration of TEQ in serum samples of women aged 25—54 increased with age, which may be related to the decrease of metabolic intensity with increased human body ages, resulted in PCDD/Fs accumulated gradually with age in human tissues. There was no correlation between TEQ in male serum and age. In addition, penta-CDF, hexa-CDF, penta-CDD and hexa-CDD are the major contributory homologs of TEQ, accounting for more than 80.5%. Given the potential sources of industrial exposure in the city, continued attention should be paid to the health risks posed by PCDD/Fs to urban residents.
-
Key words:
- PCDD/Fs /
- serum /
- exposure level /
- composition characteristics /
- age and sex
-
-
图 1 男性和女性居民血清样本中PCDD/Fs质量浓度及TEQ浓度的对比
Figure 1. Comparison of PCDD/Fs mass and TEQ concentration in serum samples of male and female
图 2 不同年龄段居民血清中四至八氯代PCDD/Fs浓度的贡献占比
Figure 2. The contribution proportion of tetra- to octa-PCDD/Fs in serum of residents at different age groups
图 4 不同年龄段居民血清中PCDD/Fs单体（a）和同系物（b）对TEQ的贡献占比
Figure 4. The contribution proportion of PCDD/F congeners (a) and homologues (b) to TEQ in serum of residents at different age groups
图 5 烟台市居民血清中PCDD/Fs质量浓度及TEQ浓度随年龄段变化趋势
Figure 5. The trend of PCDD/Fs mass and TEQ concentrations with age in the serum of residents in Yantai City
表 1 烟台市血清样品基本信息
Table 1. Basic information of serum samples in Yantai City
样本编号
Sample number年龄段
Age捐赠人数
Numbers of donors脂重/g
Lipid weight男性-1 <20 30 0.0205 男性-2 20—24 30 0.0163 男性-3 25—29 30 0.0177 男性-4 30—34 30 0.0176 男性-5 35—39 30 0.0220 男性-6 40—44 30 0.0246 男性-7 45—49 30 0.0177 男性-8 50—54 30 0.0262 男性总和 18—54 240 女性-1 <20 30 0.0158 女性-2 20—24 30 0.0183 女性-3 25—29 30 0.0228 女性-4 30—34 30 0.0200 女性-5 35—39 30 0.0215 女性-6 40—44 30 0.0194 女性-7 45—49 30 0.0225 女性-8 50—54 30 0.0218 女性总和 18—54 240 
下载: 导出CSV
表 2 烟台市居民人体血清中PCDD/Fs的浓度水平（pg·g−1）
Table 2. The concentrations of PCDD/Fs in human serum of Yantai residents
物质
Substance男性 Male 女性 Female 最小值
Minimum最大值
Maximum平均值
Mean最小值
Minimum最大值
Maximum平均值
Mean2,3,7,8-TCDF 1.41 12.7 4.72 1.10 19.5 6.98 1,2,3,7,8-PeCDF N.D. 8.59 4.11 N.D. 24.1 7.53 2,3,4,7,8-PeCDF 1.91 15.6 5.47 N.D. 8.20 1.90 1,2,3,4,7,8-HxCDF N.D. 29.8 7.81 N.D. 45.5 9.72 1,2,3,6,7,8-HxCDF N.D. 18.4 5.18 N.D. 23.3 4.96 2,3,4,6,7,8-HxCDF N.D. 22.7 8.66 N.D. 9.56 2.86 1,2,3,7,8,9-HxCDF N.D. 24.1 11.3 N.D. 57.0 17.5 1,2,3,4,6,7,8-HpCDF N.D. 65.3 15.7 N.D. 130 26.0 1,2,3,4,7,8,9-HpCDF N.D. 41.7 12.5 N.D. 17.2 4.90 OCDF N.D. 121 45.9 N.D. 61.4 14.6 2,3,7,8-TCDD N.D. 4.77 1.64 N.D. 8.20 1.87 1,2,3,7,8-PeCDD N.D. 6.68 1.51 N.D. 36.9 8.90 1,2,3,4,7,8-HxCDD N.D. 31.1 9.78 N.D. 66.7 12.4 1,2,3,6,7,8-HxCDD N.D. 38.1 6.58 N.D. 32.2 11.5 1,2,3,7,8,9-HxCDD N.D. 72.1 19.2 N.D. 39.9 6.15 1,2,3,4,6,7,8-HpCDD N.D. 12.2 5.13 N.D. 36.4 15.7 OCDD N.D. 203 65.5 N.D. 11.0 2.56 ∑PCDD 31.5 290 121 50.0 180 96.7 ∑PCDF 21.9 274 109 10.0 104 59.0 ∑PCDD/Fs 53.4 435 231 73.7 250 156 N.D.，未检出。not detected.
下载: 导出CSV
-
[1] SINKKONEN S, PAASIVIRTA J. Degradation half-life times of PCDDs, PCDFs and PCBs for environmental fate modeling [J]. Chemosphere, 2000, 40: 943-949. doi: 10.1016/S0045-6535(99)00337-9 [2] ARNOLD S, LINDA B, RYAN J J, et al. Dioxins: An overview [J]. Environmental Research, 2006, 101(3): 419-428. doi: 10.1016/j.envres.2005.12.003 [3] MANDAL P K. Dioxin: A review of its environmental effects and its aryl hydrocarbon receptor biology [J]. Journal of Comparative Physiology Biochemical Systemic & Environmental Physiology, 2005, 175(4): 221-230. [4] WATANABE S, KITAMURA K, NAGAHASHI M. Effects of dioxins on human health: A review [J]. Journal of Epidemiology, 1999, 9(1): 1-13. doi: 10.2188/jea.9.1 [5] KUKUCKA P, AUDY O, KOHOUTEK J, et al. Source identification, spatio-temporal distribution and ecological risk of persistent organic pollutants in sediments from the upper Danube catchment [J]. Chemosphere, 2015, 138: 777-783. doi: 10.1016/j.chemosphere.2015.08.001 [6] CHEN C M. The emission inventory of PCDD/PCDF in Taiwan [J]. Chemosphere, 2004, 54(10): 1413-1420. doi: 10.1016/j.chemosphere.2003.10.039 [7] 刘耕耘, 陈左生, 史烨弘, 等. 北京市大气沉降样品中PCDD/Fs的测定 [J]. 环境化学, 2007, 26(5): 684-688. doi: 10.3321/j.issn:0254-6108.2007.05.029 LIU G Y, CHEN Z S, SHI Y H, et al. PCDD/Fs in Beijing atmospheric deposition samples [J]. Environmental Chemistry, 2007, 26(5): 684-688(in Chinese). doi: 10.3321/j.issn:0254-6108.2007.05.029
[8] KULKARNI P S, CRESPO J G, AFONSO C A. Dioxins sources and current remediation technologies-a review [J]. Environment International, 2008, 34(1): 139. doi: 10.1016/j.envint.2007.07.009 [9] 杨志军, 倪余文, 张智平, 等. 不同垃圾焚烧炉产生的PCDD/Fs和PCBs同类物的分布 [J]. 环境化学, 2005, 24(1): 63-67. doi: 10.3321/j.issn:0254-6108.2005.01.015 YANG Z J, NI Y W, ZHANG Z P, et al. Patterens of PCDD/Fs and PCBs congeners formed from different types of municipal waste incinerators [J]. Environmental Chemistry, 2005, 24(1): 63-67(in Chinese). doi: 10.3321/j.issn:0254-6108.2005.01.015
[10] 周志广, 田洪海, 刘爱民, 等. 北京市农业区不同使用类型土壤中二噁英类分析 [J]. 环境化学, 2010, 29(1): 18-24. ZHOU Z G, TIAN H H, LIU A M, et al. Study PCDD/Fs in different type soil in agricultural from Beijing City [J]. Environmental Chemistry, 2010, 29(1): 18-24(in Chinese).
[11] PIRARD C, JEAN F F, ANNE C M, et al. Assessment of the impact of an old MSWI. Part 2: Level of PCDD/Fs AND PCBs in serum of people living in its vicinity [J]. Organohalogen Compounds, 2004, 66: 2653-2656. [12] 罗挺, 陈敏慧, 罗云程, 等. 二噁英暴露与6种疾病流行: 越南成年男性的健康研究 [J]. 环境化学, 2019, 38(8): 1669-1675. doi: 10.7524/j.issn.0254-6108.2018093003 LUO T, CHEN M H, LUO Y C, et al. Dioxin exposure and six kind of diseases prevalence: Vietnamese men health study [J]. Environmental Chemistry, 2019, 38(8): 1669-1675(in Chinese). doi: 10.7524/j.issn.0254-6108.2018093003
[13] ZUBERO M B, EGUIRAUN E, AURREKOETXEA J J, et al. Changes in serum dioxin and PCB levels in residents around a municipal waste incinerator in Bilbao, Spain [J]. Environmental Research, 2017, 156: 738. doi: 10.1016/j.envres.2017.04.039 [14] BABA T, ITO S, YUASA M, et al. Association of prenatal exposure to PCDD/Fs and PCBs with maternal and infant thyroid hormones: The Hokkaido Study on Environment and Children's Health [J]. Science of the Total Environment, 2018, 615(FEB.15): 1239-1246. [15] WITTSIEPE J, FUERST P, SCHREY P, et al. PCDD/F and dioxin-like PCB in human blood and milk from German mothers [J]. Chemosphere, 2007, 67(9): S286-S294. doi: 10.1016/j.chemosphere.2006.05.118 [16] HSU J F, CHANG Y C, LIAO P C. Age-dependent congener profiles of polychlorinated dibenzo-p-dioxins and dibenzofurans in the general population of Taiwan [J]. Chemosphere, 2010, 81(4): 469-477. doi: 10.1016/j.chemosphere.2010.07.044 [17] 邬静, 胡吉成, 马玉龙, 等. 加速溶剂萃取-硅胶柱净化-碱性氧化铝柱分离-气相色谱三重四极杆质谱法测定土壤中的二噁英类化合物 [J]. 分析化学, 2017, 45(6): 799-808. doi: 10.11895/j.issn.0253-3820.170017 WU J, HU J C, MA Y L, et al. Determination of dioxin-like compounds in soil by accelerated solvent extraction-silica gel column cleanup-basic alumina column separation coupled with gas chromatography-triple quadrupole mass spectrometry [J]. Analytical Chemistry, 2017, 45(6): 799-808(in Chinese). doi: 10.11895/j.issn.0253-3820.170017
[18] VANDEN B M, BIRNBAUM L S, DENISON M, et al. The 2005 World Health Organization reevaluation of human and Mammalian toxic equivalency factors for dioxins and dioxin-like compounds [J]. Toxicological Sciences, 2006, 93(2): 223-241. doi: 10.1093/toxsci/kfl055 [19] XIAO K, ZHAO X, LIU Z, et al. Polychlorinated dibenzo-p-dioxins and dibenzofurans in blood and breast milk samples from residents of a schistosomiasis area with Na-PCP application in China [J]. Chemosphere, 2010, 79(7): 740-744. doi: 10.1016/j.chemosphere.2010.02.042 [20] WITTSIEPE J, FOBIL J N, TILL H, et al. Levels of polychlorinated dibenzo-p-dioxins, dibenzofurans (PCDD/Fs) and biphenyls (PCBs) in blood of informal e-waste recycling workers from Agbogbloshie, Ghana, and controls [J]. Environment International, 2015, 79: 65-73. doi: 10.1016/j.envint.2015.03.008 [21] COAKLEY J, BRIDGEN P, BATES M N, et al. Chlorinated persistent organic pollutants in serum of New Zealand adults, 2011-2013 [J]. Science of the Total Environment, 2018, 615(FEB.15): 624-631. [22] SWEETMAN A J, ALCOCK R E, WITTSIEPE J, et al. Human exposure to PCDD/Fs in the UK: the development of a modelling approach to give historical and future perspectives [J]. Environment International, 2000, 26(1/2): 37-47. [23] BA T, ZHENG M, ZHANG B, et al. Estimation and characterization of PCDD/Fs and dioxin-like PCBs from secondary copper and aluminum metallurgies in China [J]. Chemosphere, 2009, 75(9): 1173-1178. doi: 10.1016/j.chemosphere.2009.02.052 [24] WU J, HU J C, WANG S J, et al. Levels, sources, and potential human health risks of PCNs, PCDD/Fs, and PCBs in an industrial area of Shandong Province, China [J]. Chemosphere:Environmental Toxicology and Risk Assessment, 2018, 199: 382-389. [25] HU J C, ZHENG M H, LIU W B, et al. Occupational exposure to polychlorinated dibenzo-p-dioxins and dibenzofurans, dioxin-like polychlorinated biphenyls, and polychlorinated naphthalenes in workplaces of secondary nonferrous metallurgical facilities in China [J]. Environmental Science & Technology, 2013, 47: 7773-7779. [26] GONZALEZ C A, KOGEVINAS M, HUICI A, et al. Blood levels of polychlorinated dibenzodioxins, polychlorinated dibenzofurans and polychlorinated biphenyls in the general population of a Spanish Mediterranean City [J]. Chemosphere, 1998, 36(3): 419-426. doi: 10.1016/S0045-6535(97)10015-7 [27] SCHUHMACHER M, DOMINGO J L, LLOBET J M, et al. Dioxin and dibenzofuran concentrations in blood of a general population from Tarragona, Spain [J]. Chemosphere, 1999, 38(5): 1123-1133. doi: 10.1016/S0045-6535(98)00363-4 [28] PÄPKE O. PCDD/PCDF: Human background data for Germany, a 10-year experience[J]. Environmental Health Perspectives, 1998, 106(Suppl 2): 723. [29] FLESCH-JANYS D, BECHER H, GURN P, et al. Elimination of polychlorinated dibenzo-p-dioxins and dibenzofurans in occupationally exposed persons [J]. Journal of Toxicology & Environmental Health, 1996, 47(4): 363-378. [30] 葛晓茜. 烟台城市近代化的历史考察[D]. 济南: 山东大学, 2008. GE X X. Historical review on city modernization of Yantai[D]. Jinan: Shandong University, 2008(in Chinese).
-
点击查看大图
计量
- 文章访问数: 2499
- HTML全文浏览数: 2499
- PDF下载数: 26
- 施引文献: 0
