1 引言(Introduction)

自2014年开始, 全国各地接连爆发由校园塑胶跑道引起的“毒跑道”事件, 在造成中小学生健康损害的同时, 也引起了社会各界的广泛关注(孔令学, 2017).塑胶跑道的主要成分为聚氨酯, 合成过程中的添加剂、单体、溶剂等残留均可能对人体健康产生影响.目前, 塑胶跑道中已知的风险因子超过20种.其中, 邻苯二甲酸酯类(Phthalate Acid Esters, PAEs)塑化剂被广泛应用于塑胶跑道合成, 可有效增加其可塑性和柔韧性.然而, PAEs是一类环境内分泌干扰物, 具有“致癌、致畸、致突变”作用(van Wezel et al., 2000; 张静等, 2011), 特别是对儿童、青少年健康可产生广泛影响.研究表明, PAEs暴露可能影响儿童、青少年的生长发育、甲状腺功能及性发育(吴微, 2015; Shi et al., 2015).邻苯二甲酸二(2-乙基己基)酯(DEHP)等4种常见的PAEs被欧盟REACH法规列为限制使用物质(Ventrice et al., 2013), 美国环境保护署(EPA)将6种PAEs类化合物列入129种重点控制的污染物名单(USEPA, 1980), 我国优先控制污染物名单中也包含了3种PAEs(周文敏等, 1990). 2018年5月, 我国发布了塑胶跑道的国标GB 36246-2018《中小学合成材料面层运动场地》, 对跑道成品和原料中的PAEs含量作出明确要求.目前, 已有大量研究对环境及消费产品中的PAEs进行检测与分析(柴淼等, 2017; Wang et al., 2018), 但针对塑胶跑道中PAEs的含量监测与风险评估尚未有报道.因此, 本研究对中小学塑胶跑道中6种常见的PAEs进行检测, 并根据其含量与暴露方式开展健康风险评价, 以期为塑胶跑道的质量管控提供科学的数据支撑.

2 材料与方法(Materials and methods) 2.1 样品采集

2016年随机采集江苏省13个地级市的83块塑胶跑道样品.其中, 铺设面积≤1000 m²组采集一组样品, ≥1000 m²组采集2组样品.用剪刀在跑道上剪取跑道颗粒合并为一个样品, 放在聚四氟乙烯袋密封, 置于阴凉干燥处, 48 h内上机检测.

2.2 仪器与试剂

仪器：气相色谱-质谱联用仪(Agilent, 美国)、氮吹仪(Organomation, 美国)、固相萃取装置(Agilent, 美国).

试剂：丙酮、正己烷、二氯甲烷均为色谱纯(Merck, 德国); 6种目标化合物标准品混标(上海安谱科技有限公司)包括邻苯二甲酸二丁酯(DBP)、邻苯二甲酸丁苄酯(BBP)、邻苯二甲酸二(2-乙基己基)酯(DEHP)、邻苯二甲酸二正辛酯(DNOP)、邻苯二甲酸二异壬酯(DINP)、邻苯二甲酸二异癸酯(DIDP).

2.3 样品前处理及分析

从样品上剪切有代表性的部分, 并剪成1 cm×1 cm×2 cm的小块.称取1 g样品, 用60 mL二氯甲烷于80~ 90 ℃下抽提8 h以上; 在氮气保护下吹干二氯甲烷, 加3 mL正己烷, 超声萃取, 氮吹浓缩至约1 mL, 上样至已活化的硅胶萃取柱; 然后用10 mL正己烷淋洗, 25 mL二氯甲烷洗脱, 收集洗脱液; 最后浓缩定容, 转移至进样瓶.

2.4 GC-MS分析条件

参考GB/T 29608—2013《橡胶制品邻苯二甲酸酯类的测定》的分析条件.色谱条件：DB-5MS色谱柱(30 m×0.25 mm×0.25 μm), 进样口温度为290 ℃, 不分流进样, 载体为高纯氦气, 流量为1.2 mL·min^-1.升温程序：60 ℃保持1 min; 以30 ℃·min^-1升至180 ℃, 保持10 min; 再以5 ℃·min^-1升至300 ℃, 保持10 min.进样体积1 μL.

质谱条件：EI离子源, 离子源温度230 ℃, 电子能量70 eV, 选择离子扫描模式对化合物进行定量.

2.5 质量控制

由于PAEs常作为增塑剂被添加进塑料制品中, 因此, 在实验过程中要避免使用塑料制的耗材设备, 以防止PAEs污染样品.实验前, 所有玻璃仪器均用硝酸浸泡24 h, 蒸馏水洗涤后烘干备用.

在跑道样品中添加PAEs标准品, 并按照样品处理步骤进行前处理, 单体平均加标回收率为89.9%~105.8%.在样品测定过程中, 每批样品均同步进行试剂空白试验, PAEs均未检出.6种PAEs线性可决系数均在0.99以上, 线性范围为20~5000 μg·L^-1.

2.6 健康风险评价

应用USEPA推荐的土壤中PAEs暴露风险评价模型(式(1)~(2)), 对塑胶跑道中6种PAEs进行健康风险评价(National Research Council, 2008; Niu et al., 2015).根据现有毒理学资料, 这6种PAEs均有一定的非致癌风险, 其中, BBP和DEHP有致癌风险.

(1)

(2)

式中, HI为非致癌风险, ADD为各接触途径的日暴露剂量(mg·kg^-1·d^-1), RfD为参考剂量(mg·kg^-1·d^-1), CR为致癌风险, CFS为致癌率(kg·d·mg^-1).

PAEs进入人体的途径主要有皮肤接触、呼吸摄入、经手-口摄入.3种暴露途径长期暴露下的日摄入剂量计算公式如下所示(Niu et al., 2015; 梁浩花等, 2018)：

(3)

(4)

(5)

式中, ADD_inh、ADD_dermal、ADD_oral分别表示经呼吸、皮肤和手-口途径摄入的日暴露剂量(mg·kg^-1·d^-1); C表示塑胶跑道中PAEs的含量(mg·kg^-1); 参考剂量(RfD)采用无明显损害作用水平, 通过文献资料获得, DIDP无RfD资料, 采用欧洲食品安全局EFSA规定的每日耐受量替代.日摄入量的计算参数如表 1所示(USEPA, 2011; 梁浩花等, 2018).

3 结果与讨论(Results and discussion) 3.1 塑胶跑道中6种PAEs的含量及相关性分析

经气相色谱-质谱法检测, 83块塑胶跑道样品中PAEs的含量见表 2.在所有塑胶跑道样本中, PAEs的总检出率为94.0%.其中, DEHP和DBP的检出率最高, 分别为91.6%和49.3%.Spearman相关性分析显示, 塑胶跑道中的DBP和DEHP含量呈显著正相关(r=0.535, p < 0.001)(图 1a).DEHP与6种PAEs含量之和(∑6PAEs)表现出正相关性(r=0.945, p < 0.001)(图 1b), 提示DEHP是最主要的PAE单体.BBP在所有样品中均未检出, 其他3种PAEs的检出率在2.4%~9.6%之间.同时, DEHP的含量在6种PAEs中最高, 平均值达到(2873±4289) mg·kg^-1, 中位数为1637 mg·kg^-1.6种PAEs含量之和的范围为ND~26665 mg·kg^-1, 中位数为1850 mg·kg^-1.

3.2 塑胶跑道中6种PAEs的健康风险评估

根据上述6种PAEs的检测结果与毒理学数据, 应用USEPA对土壤中PAEs的暴露风险评价模型, 对塑胶跑道中的PAEs分别进行非致癌风险和致癌风险的健康风险评价.根据USEPA的风险评判标准, 非致癌风险HI> 1时, 认为对人体健康产生非致癌危害; 致癌风险方面, 一般可接受的致癌风险水平上限为10^-4, 致癌风险水平下限为10^-6.

塑胶跑道中6种PAEs的健康风险评估结果见表 3(非致癌风险)和表 4(致癌风险).如表 3所示, PAEs对儿童和成人的非致癌风险HI分别为0.394和0.111, 均低于1, 表明PAEs对人体无明显的非致癌健康危害.但值得注意的是, DEHP在最高浓度下对儿童的HI值大于1, 提示有潜在的非致癌风险.如表 4所示, 儿童和成人PAEs的致癌风险分别为8.84×10^-6和8.17×10^-6, 表明有一定的致癌风险, 但低于风险上限.其中, 儿童的非致癌风险和致癌风险均高于成人.

对6种PAEs对健康风险贡献的分析表明, DEHP对塑胶跑道中PAEs类塑化剂的非致癌风险和致癌风险贡献最大.其中, DEHP的最高检出浓度通过呼吸暴露对儿童和成人的非致癌风险达1.05, 在此浓度下, DEHP会对人群产生明显的非致癌健康危害.

从暴露途径分析, 对于成人, PAEs致癌风险和非致癌风险贡献最大的是呼吸暴露, 致癌和非致癌总风险的贡献率分别为45.5%和58.2%;对于儿童, PAEs致癌风险和非致癌风险贡献最大的是皮肤暴露, 致癌和非致癌总风险的贡献率分别为66.0%和61.6%, 其次分别为手-口摄入和呼吸暴露, 原因可能是儿童在塑胶跑道上玩耍时, PAEs的主要摄入途径为通过皮肤接触和手-口摄入.

4 讨论(Discussion)

目前国内外已有关于环境介质中PAEs的报道, 江苏省菜地土壤中6种PAEs(DMP、DEP、DBP、BBP、DEHP、DNOP)的含量范围为42.46~276.76 μg·kg^-1(冯艳红等, 2017), 三峡库区农田中16种PAEs含量均值为618 ng·g^-1(He et al., 2018), 台湾小学跑道上灰尘PAEs含量为(1207±938) μg·g^-1(李家伟等, 2015).本研究发现, 塑胶跑道中的PAEs含量远高于其他环境介质, 6种PAEs含量之和的中位数为1850 mg·kg^-1, 最大值为26665 mg·kg^-1.其中, DEHP的检出率高达91.6%, 最大含量达到26665 mg·kg^-1.化学品安全国际计划(International Program on Chemical Safety, IPCS)对PAEs建立了安全数据表, DBP的每日容许摄入量(Acceptable daily intake, ADI)为0.066 mg·kg^-1·d^-1(WHO/IPCS, 1997).对于DEHP, 在大鼠和小鼠模型上观察到了明显的生殖毒性和肝毒性, 尽管目前仍缺乏DEHP致癌的足够证据, 但对DEHP的使用仍需谨慎对待(WHO/IPCS, 1992).因此, 对PAEs开展健康危害评估及质量控制已十分必要.

应用Spearman相关性分析对塑胶跑道中各PAE的含量进行检验, 结果显示, DBP和DEHP呈显著正相关性.因此推测, DBP和DEHP可能存在于共同的污染源中.此外, 本研究发现DEHP含量与6种PAEs含量总和呈现显著正相关性, 提示DEHP是塑胶跑道中最主要的PAEs污染物, 可以指示PAEs污染程度, 这与其他文献报道一致(Llompart et al., 2013).DEHP是应用最广泛的增塑剂, 占增塑剂总量的45%(Zolfaghari et al., 2014).塑胶跑道大量使用回收橡胶, 而橡胶中广泛添加了DEHP作为增塑剂, 加之其具有不易降解的特性, 从而造成其环境持久性(Xu et al., 2008).

塑胶跑道中PAEs的人体暴露途径主要为皮肤接触、呼吸吸入(跑道中的挥发性成分)、经口摄入(误食)(Birkholz et al., 2003), 且有害物质可能通过各种途径迁移至土壤中, 与土壤暴露途径类似, 因此, 对塑胶跑道中PAEs的健康风险评估采用通过土壤暴露的评价模型.结果表明, 成人和儿童通过接触塑胶跑道摄入PAEs的非致癌风险较小, 但存在一定的致癌风险.值得注意的是, PAEs对儿童的致癌风险高于成人.6种PAEs中, DEHP对人体的致癌风险和非致癌风险贡献最大.暴露途径中, 呼吸暴露途径是成人的主要暴露途径, 而皮肤暴露途径是儿童的主要暴露途径.PAEs可通过多种途径进入人体, 体内和体外试验均发现其对儿童的毒性作用.流行病学调查发现, PAEs含量与过敏性疾病的发生存在密切的联系, 特别是儿童哮喘(Jaakkola et al., 2008). PAEs可影响免疫细胞的增殖、分化和细胞因子的分泌, 增强抗原介导的免疫活化作用, 诱导T淋巴细胞白介素4等的表达和分泌, 增强组胺的释放(陈丽等, 2013).DEHP暴露可以诱导心肌细胞代谢重塑, 增加心肌细胞对脂肪酸的依赖性, 导致心脏对缺血性损伤和心室功能障碍的敏感性增高(Posnack et al., 2012); DEHP和DBP代谢物的甲状腺激素样作用最强, 其中, DEHP与女孩的游离T4水平显著正相关, DBP与男孩的游离T3水平显著正相关(Weng et al., 2017).因此, 对儿童这类应特殊保护的人群, 应加强对PAEs含量和组成进行一定的管控.

综上, 本研究首次提供了我国中小学塑胶跑道中PAEs类塑化剂污染的监测数据, 并应用风险评估模型发现, PAEs存在一定的致癌风险, 同时, 明确了其造成危害的主要暴露途径, 为塑胶跑道中PAEs的监管提供了科学依据, 也为其他风险因子的检测评估提供了有效的方法学路径.

5 结论(Conclusions)

1) 本文研究了江苏省中小学塑胶跑道中6种PAEs的污染程度, 结果发现, DEHP是最主要的污染单体, PAEs含量整体上高于研究报道的其他环境介质.其中, DBP和DEHP含量呈正相关, 可能与原材料和加工过程中添加有关.

2) 塑胶跑道中PAEs对人体无明显非致癌危害, 但存在一定的致癌风险.呼吸暴露途径是成人的主要暴露途径, 而皮肤暴露途径是儿童的主要暴露途径.6种PAEs中, DEHP对非致癌风险和致癌风险的贡献度最大, 并且儿童的风险高于成人.