廖晨曦,劉 煒,張佳玲,時文明,王雪穎,蔡 姣,鄒志軍,路榮春,孫嬋娟,王 恒,黃 晨*,趙卓慧*

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兒童尿液中PAEs代謝物濃度與居室裝飾材料的關(guān)聯(lián)

廖晨曦1,劉 煒1,張佳玲1,時文明2,王雪穎1,蔡 姣1,鄒志軍1,路榮春1,孫嬋娟1,王 恒3,黃 晨1*,趙卓慧2*

(1.上海理工大學(xué)環(huán)境與建筑學(xué)院,上海 200093；2.復(fù)旦大學(xué)公共衛(wèi)生學(xué)院,上海 200032；3.舟山市疾病預(yù)防控制中心,浙江舟山 316021)

基于2013~2014年在上海地區(qū)開展的中國室內(nèi)環(huán)境與兒童健康研究,分析了434位學(xué)齡兒童的晨尿PAEs代謝物濃度總體分布情況;并根據(jù)隨訪問卷獲取的居室建筑特性信息,分析了PAEs代謝物與居室地板和墻面裝飾材料的關(guān)系.我們利用HPLC-MS/MS法對兒童晨尿中10種PAEs代謝物進(jìn)行定量檢測,并采用非參數(shù)檢驗(yàn)法比較了居室使用不同類型的地板和墻面裝飾材料的兒童晨尿中PAEs代謝物的濃度差異.除MBzP(檢出率:51.2%)和MCHP(9.9%)外,其他8種PAEs代謝物檢出率均在90%以上.代謝物濃度[中位數(shù)(標(biāo)準(zhǔn)差)]從高到低依次為: MnBP, 58.1(205.9)μg/L; MiBP, 46.2(119.2)μg/L; MECPP, 39.0(111.1)μg/L; MEHHP, 24.7(92.6)μg/L; MEOHP, 14.5(45.1)μg/L; MMP, 11.4(21.4)μg/L; MEP, 10.1(51.5)μg/L; MEHP, 4.5(19.0)μg/L; MBzP, 0.2(4.3)μg/L; MCHP,

尿液；鄰苯二甲酸酯類化合物；尿液代謝物；居室裝飾材料；兒童；上海

鄰苯二甲酸酯類化合物(phthalic acid esters, PAEs)是部分人造居室裝飾材料常用的增塑劑[1]. PAEs具有半揮發(fā)性,在環(huán)境中較穩(wěn)定,不易降解,可在室內(nèi)環(huán)境中存在數(shù)年或更長時間[2].較多研究發(fā)現(xiàn)部分PAEs會導(dǎo)致系列健康危害[3-5],比如致癌、致畸形、生殖發(fā)育毒性、過敏性疾病及兒童的認(rèn)知能力和行為異常等.住宅室內(nèi)PAEs可存在于多種介質(zhì)中,如顆粒物、材料表面、降塵和空氣等,且研究發(fā)現(xiàn)居室環(huán)境中PAEs濃度非常高[6].Geens等[7]也發(fā)現(xiàn)與居室內(nèi)未使用壁紙作為墻面裝飾材料的青少年相比,居室內(nèi)使用壁紙的青少年尿液中MnBP(=0.007)和MBzP (=0.02)濃度明顯更高.然而,目前國內(nèi)外關(guān)于居室內(nèi)PAEs暴露水平評價及其與居室建筑裝飾材料的關(guān)聯(lián)性研究較少.2010~2011年王夫美等對住宅室內(nèi)降塵和冬季室內(nèi)空氣顆粒物中的6類PAEs暴露水平進(jìn)行現(xiàn)場采樣檢測發(fā)現(xiàn): DBP和DEHP是主要污染物,且夏季降塵的PAEs 濃度明顯高于冬季[8-9].同時除Geens等[7]的研究外, 也未發(fā)現(xiàn)有類似的研究對居室建筑裝飾材料與學(xué)齡兒童尿液中的PAEs代謝物濃度的關(guān)聯(lián)性進(jìn)行分析.

本論文基于2013~2014年在上海地區(qū)針對學(xué)齡兒童居室環(huán)境進(jìn)行的入室檢測中獲取的晨尿樣本,分析了晨尿中PAEs代謝物濃度的總體分布情況,以此來反映上海地區(qū)居室內(nèi)PAEs的總體暴露水平;并進(jìn)一步分析了晨尿中PAEs代謝物濃度與居室地板和墻面裝飾材料的關(guān)系.

1 研究對象與方法

1.1 研究對象和取樣方法

2013年3月~2014年12月,本課題組在上海地區(qū)開展了中國室內(nèi)環(huán)境與兒童健康(CCHH: China, Children, Homes, Health)研究的第二階段-病例對照研究.此研究根據(jù)CCHH第一階段的橫斷面群組問卷調(diào)查獲得的信息,基于兒童哮喘史(經(jīng)醫(yī)生診斷,家長問卷報告)隨機(jī)各選取200位左右的病例組兒童(有哮喘史)和對照組兒童(無哮喘史),對其居室室內(nèi)環(huán)境進(jìn)行現(xiàn)場檢測和采樣.最終,我們對分布在上海市4個市區(qū)行政區(qū)(楊浦區(qū)、虹口區(qū)、閘北區(qū)和靜安區(qū))和2個郊區(qū)行政區(qū)(寶山區(qū)和奉賢區(qū))的454名5~10歲兒童的住宅室內(nèi)環(huán)境進(jìn)行了現(xiàn)場檢測和調(diào)查,并獲取了兒童早晨第一次的尿液樣品.其中尿液樣品由兒童家長協(xié)助收集在10mL的標(biāo)準(zhǔn)冷存管中,并集中保存在-40℃的冰箱中.現(xiàn)場調(diào)查期間也通過問卷獲取了居室地板和墻面裝飾材料的信息.其中房間內(nèi)墻面裝飾材料的類型包括:石灰、壁紙、乳膠漆、油漆;地板裝飾材料的類型包括:水泥地板、實(shí)木地板、復(fù)合木地板、瓷磚石材.本項(xiàng)研究得到了復(fù)旦大學(xué)公共衛(wèi)生學(xué)院倫理委員會的批準(zhǔn).更多關(guān)于這項(xiàng)研究的信息可參閱本課題組前期發(fā)表的文章[10].

1.2 目標(biāo)分析物與分析用儀器和試劑

對兒童晨尿中的10種PAEs代謝產(chǎn)物進(jìn)行了分析(表1).其中,7種是初級代謝物(MMP、MiBP、MnBP、MEP、MCHP、MBzP和MEHP);3種是DEHP的次級代謝物(MEOHP、MEHHP和MECPP).

十種PAEs代謝物標(biāo)準(zhǔn)品均購于美國Cambridge Isotope Laboratories公司.9種PAEs代謝物的同位素內(nèi)標(biāo):13C2-MMP,13C2-MEP,13C2-MECPP,13C4-MEHHP,13C2-MBP,13C4-MEOHP,13C2-MBzP,13C4-MCH和13C2-MEHP (Cambridge Isotope Laboratories Ins,美國).其中MiBP和MnBP的同位素內(nèi)標(biāo)均為13C2-MnBP. PAEs代謝物標(biāo)準(zhǔn)品母液及同位素內(nèi)標(biāo)母液的濃度均為100mg/L,-20℃貯存.

表1 10種PAEs及其代謝產(chǎn)物的縮寫和中英文全稱

樣品分析過程中用到的主要儀器包括:帶HESI源TSQ Vantage三重四級桿的液相色譜質(zhì)譜聯(lián)用儀(美國Thermos公司),固相萃取裝置(美國Waters公司),SHB-3循環(huán)水真空泵(上海申生科技有限公司),Millipore超純水系統(tǒng)(德國Merck Millipore公司), 雷磁PHS-3C pH計(上海精密科學(xué)儀器有限公司), HH-4型數(shù)顯恒溫振蕩水浴鍋(國華電器,中國),氮吹儀(上海安譜科學(xué)儀器有限公司), 和不同量程(200μL,1000μL,5000μL)的微量移液器(德國Eppendorf公司).分析用到的主要試劑包括:甲醇、乙腈(HPLC級,美國MERCK公司),高純水(HPLC級,德國CNW公司),OASIS HLB固相萃取(SPE)柱(3mL/60mg,美國Waters公司),磷酸,磷酸二氫鈉,甲酸,乙酸,乙酸鈉,鹽酸(分析純,國藥集團(tuán)化學(xué)試劑有限公司),-葡萄糖醛酸酶(694300units/g,美國Sigma-Aldrich公司).

1.3 尿樣前處理方法

將儲存于-40℃的尿樣自然解凍,準(zhǔn)確移取尿樣1.0mL,依次加入500μg/L的同位素內(nèi)標(biāo)混合使用液20μL、1mL乙酸鈉緩沖液(pH6.5)、270units/mL的葡萄糖醛酸酶(以磷酸鹽緩沖液(pH6.8)稀釋)50μL,再移至37℃恒溫振蕩酶解過夜.酶解充分后加0.5mL 3.6mol/L的H3PO4終止酶解反應(yīng).

SPE凈化:以此加入3mL乙腈、3mL磷酸鹽緩沖液(pH2.0)活化平衡HLB固相萃取柱,將酶解后的尿液全部移入經(jīng)活化的HLB小柱中,依次使用2mL 0.1mol/L 的甲酸和1mL高純水清洗除雜.清洗完成后用真空泵抽干,再依次使用2mL乙腈和2mL乙酸乙酯洗脫HLB小柱,收集洗脫液.洗脫液經(jīng)37℃弱氮吹干,以乙腈/水(/,1:1)定容至200μL,渦旋至完全溶解,轉(zhuǎn)移上清液至帶250μL玻璃內(nèi)插管的進(jìn)樣瓶待分析.

1.4 PAEs代謝物的分析方法和流程

利用高效液相色譜串聯(lián)質(zhì)譜分析(HPLC- MS/MS)的方法對尿液PAEs代謝物進(jìn)行定量檢測.色譜條件: Hypersil Gold Phenyl色譜柱(1.9 μm,100mm×2.1mm, Thermos Fisher公司,美國); 柱溫30℃.流動相:0.1%乙酸水溶液(A)和0.1%乙酸乙腈(B).梯度洗脫0~7.8min,流動相B比例由20%升至50%;7.8~9.0min,流動相B比例由50%升至100%;10.5~10.51min,流動相B比例由100%降至20%.運(yùn)行時間12min,進(jìn)樣量5μL.質(zhì)譜條件:電噴霧離子源(HESI),負(fù)離子模式,多反應(yīng)監(jiān)測(SRM)掃描方式.噴霧電壓:-2200V;霧化溫度:350℃;毛細(xì)管溫度:350℃;鞘氣和輔助氣均為高純氮?dú)?流量分別為35和3;掃描時間:0.02s;掃描寬度:1.0m/z;碰撞氣為氬氣,壓力為1.5mTorr; Q1和Q3的分辨率均為0.70FWHM.

1.5 統(tǒng)計分析方法

運(yùn)用 SPSS 19.0軟件中的頻率和均值統(tǒng)計兒童尿液中PAEs代謝物濃度現(xiàn)狀和其在不同建材使用情況的差異.以非參數(shù)檢驗(yàn)(Mann- Whitney U)分析不同建材的使用與兒童尿液中PAEs代謝物濃度的關(guān)聯(lián)性.<0.05表示差異在統(tǒng)計學(xué)上顯著.

2 結(jié)果與討論

2.1 PAEs代謝物濃度總體情況

本課題組調(diào)查的454名兒童中有434名兒童提供了晨尿樣品.尿液中10種PAEs代謝物濃度結(jié)果見表2.除MBzP(51.2%)和MCHP(9.9%),其余代謝物檢出率達(dá)90%以上.表2列出了這些代謝物濃度的總體分布情況.以中位數(shù)作為評判標(biāo)準(zhǔn),DEHP的代謝物總濃度(MEHP、MEOHP、MEHHP和MECPP)最高,為82.7μg/L,剩下的濃度高低依次為MnBP > MiBP > MEP > MMP > MBzP > MCHP. MMP和MEP、MnBP和MiBP的幾何均值相近.這些結(jié)果顯示上海地區(qū)兒童的主要PAEs暴露為DEHP和DBP(代謝物為MnBP).這與2010~2011年王夫美等[8-9]對天津市住宅室內(nèi)PAEs污染特征及暴露評價的研究中得出降塵和室內(nèi)空氣顆粒物均以DEHP 和 DBP 為主要 PAEs污染物的結(jié)論吻合.

表2 兒童尿液中PAEs代謝物濃度總體分布現(xiàn)狀

注:* LOD,limit of detection 檢出限.

另外,本文也分析比較了不同性別、年齡的兒童尿液中PAEs代謝物濃度(表3).代謝物濃度均為男孩高于女孩,且除MMP、MEP和MCHP外,其他代謝物濃度差異在統(tǒng)計學(xué)上均具有顯著性.2010年Boas等檢測了845名4~9歲兒童尿樣中PAEs代謝物含量后發(fā)現(xiàn)MBzP、MEHP、MEHHP和MEOHP濃度均為男孩高于女孩[11].但2014年Langer等檢測了441名3~6歲丹麥兒童尿樣中PAEs代謝物濃度,發(fā)現(xiàn)女孩尿樣中MEP、MnBP、MiBP和MBzP的濃度均略高于男孩[12].而2014年Gong等發(fā)現(xiàn)39名5~9歲北京市男孩女孩尿樣中PAEs代謝物濃度顯著差異[13].上述結(jié)果說明尿樣中各種PAEs代謝物濃度在性別上可能存在明顯差異.這可能與男孩女孩的代謝水平、日常活動量和接觸或使用物品等存在差異有關(guān)[11-13].對于不同年齡的兒童,大體趨勢為5~9歲兒童尿液中10種PAEs代謝物濃度高于10歲兒童,特別是MEP和MnBP,5~ 9歲兒童均顯著高于10歲.有研究發(fā)現(xiàn)室內(nèi)DEHP、DBP和BBP的濃度分別約為室外的43、180和362倍[14].由此可見室內(nèi)PAEs的濃度遠(yuǎn)高于室外,而年齡較小的兒童處于室內(nèi)的時間相對更長,這可能導(dǎo)致其PAEs暴露量和代謝物濃度更高.

表3 不同性別和年齡的兒童尿液中PAEs代謝物濃度比較

注:*<0.05,且數(shù)值小于0.05的值均為黑體,下同.

2.2 與其他國家或地區(qū)的類似研究的現(xiàn)狀比較

表4中總結(jié)了2006~2016年間世界各國和地區(qū)(美國、加拿大、德國、丹麥、希臘、韓國、臺灣和中國)兒童(￡11歲)尿樣中PAEs代謝物濃度.為與本研究結(jié)果進(jìn)行合理的比較,篩選了采用溶液濃度(μg/L)中位數(shù)表征代謝物濃度的相關(guān)文獻(xiàn).對各國家或地區(qū)的10種PAEs代謝物濃度差異進(jìn)行分析可以發(fā)現(xiàn):各國或地區(qū)兒童所對應(yīng)的最高濃度的PAEs代謝物種類分別是中國(MMP和MEHP)、丹麥(MiBP、MnBP)、希臘(MEP)、加拿大(MBzP)、臺灣(MEOHP和MEHHP)和美國(MECPP),且濃度基本上明顯高于其他國家或地區(qū).除了MMP外,相對2007~ 2008年間,2009~2010年美國兒童尿樣中其他9種PAEs代謝物濃度均不同程度地下降,特別是MECPP,下降幅度達(dá)33.3%[15].這很可能跟美國2008年開始禁止在玩具和兒童護(hù)理產(chǎn)品中添加某些PAEs有關(guān).另外,PAEs代謝物在同一國家或地區(qū)間的差異相對于其他國家和地區(qū)較小,這說明了兒童尿樣中PAEs代謝物濃度可能與國家政策和產(chǎn)品有著很大關(guān)聯(lián)[16].此外,本研究中PAEs代謝物濃度值與另一項(xiàng)在上海、江蘇和浙江針對8~11歲兒童開展的類似研究的結(jié)果[17]相對接近.

表4 世界不同國家或地區(qū)的兒童尿樣中PAEs代謝物濃度現(xiàn)狀比較

續(xù)表4

2.3 不同季節(jié)現(xiàn)狀對比

表5比較了不同檢測季節(jié)的兒童尿液中PAEs代謝物濃度.相對于夏季,不同的檢測季節(jié)代謝物濃度分布差異明顯(<0.05).10種代謝物中,除MEHP、MECPP和MEOHP外,其余7種代謝物濃度均為夏季最高,冬季最低.春季除了MBzP和MCHP,秋季除了MMP、MCHP和MECPP,冬季除了MCHP,其余代謝物濃度均相對于夏季具有顯著差異.2012年P(guān)ilka等開展的類似研究也發(fā)現(xiàn):冬夏季處于不同環(huán)境中的人群尿液中MEHP、MnBP、MEP和MiNP (Mono-iso- nonyl phthalate)的濃度存在明顯差異;在特定的工作環(huán)境中,室內(nèi)溫度的提高會增加PAEs暴露量[29].2014年Gong等[13]對39名5~9歲兒童尿液中4種PAEs代謝物進(jìn)行檢測也得出了類似的結(jié)果,除了MBzP(檢出率太低),夏季MEP、MiBP和MnBP 的濃度均明顯高于冬季.由于夏季更高的房間和物體表面溫度,從各種含有PAEs物體中揮發(fā)出PAEs的量相對冬季更高[30].相反地, 由于夏季換氣次數(shù)高于冬季,這可能導(dǎo)致夏季室內(nèi)空氣中PAEs濃度低于冬季[31].由此,我們推斷室內(nèi)溫度對室內(nèi)PAEs暴露水平的影響可能大于室內(nèi)通風(fēng).

表5 不同檢測季節(jié)尿液中PAEs代謝物濃度的差異

續(xù)表5

2.4 代謝物濃度與地板和墻面材料的關(guān)聯(lián)分析

表5顯示不同檢測季節(jié)的兒童尿液中PAEs代謝物濃度差異顯著.因此,本文分別對不同季節(jié)的兒童尿液PAEs代謝物濃度與居室地板和墻面材料的關(guān)聯(lián)進(jìn)行了分析.結(jié)果發(fā)現(xiàn):冬季臥室使用油漆作為墻面裝飾材料的兒童尿液MiBP濃度的中位數(shù)約是使用石灰的3倍(=0.039).與實(shí)木地板相比,春季客廳使用復(fù)合木地板或使用瓷磚石材作為地板裝飾材料的兒童尿液MEP, MiBP, MnBP, MEHP, MECPP, MEHHP和MEOHP濃度均普遍更高;其中使用實(shí)木地板和復(fù)合木地板的兒童尿液MEP和MnBP濃度間的差異具有統(tǒng)計學(xué)意義;使用實(shí)木地板和瓷磚石材作為地板裝飾材料的兒童尿液中其他上述代謝物濃度間的差異具有統(tǒng)計學(xué)意義(圖1).冬季客廳使用乳膠漆作為墻面裝飾材料的兒童尿液MiBP濃度約為使用石灰的3.5倍(=0.047).冬季客廳使用實(shí)木地板和復(fù)合木地板的兒童尿液MiBP濃度分別約為使用水泥地板的3倍和3.5倍(圖2).除2014年Geens等開展的類似研究[7]外,未發(fā)現(xiàn)有類似的研究分析了居室建筑裝飾材料與兒童尿液中的PAEs濃度的關(guān)聯(lián)性.但2011年春季Zhang等采集了215位南京市區(qū)兒童的住宅落塵和住宅裝修建材信息并發(fā)現(xiàn)塑料地板材料是落塵中常見PAEs的重要來源[32].此外,2001-2002年冬春季在瑞典開展的類似研究采集了390位兒童的住宅落塵和住宅裝修建材等信息,也發(fā)現(xiàn)聚氯乙烯(PVC)地板材料和墻面材料與室內(nèi)落塵中的BBzP和DEHP的含量密切相關(guān);且PVC相關(guān)材料使用量越多的兒童, 室內(nèi)落塵中的BBzP和DEHP的含量越高[32].這兩項(xiàng)研究側(cè)面支持了我們的上述結(jié)果.這些結(jié)果說明復(fù)合木地板和塑料地板或墻面材料(PVC,油漆,乳膠漆)在居室內(nèi)的使用可明顯增加兒童的PAEs暴露水平.

除上述結(jié)果外,大部分其他季節(jié)取樣的兒童的PAEs代謝物濃度與居室地板和墻面材料的關(guān)聯(lián)無統(tǒng)計學(xué)意義(>0.05);甚至出現(xiàn)少量“反常”結(jié)果,比如夏季臥室墻面裝飾材料使用油漆和乳膠漆的兒童MEP和MiBP濃度明顯低于使用石灰的兒童. 2014年Geens等[7]在美國開展的研究發(fā)現(xiàn):與未使用壁紙相比,居室內(nèi)使用壁紙的青少年尿液MnBP(=0.007)和MBzP(=0.02)濃度明顯更高.但本文的結(jié)果正好相反:與石灰(=9)相比,夏季客廳墻面材料使用壁紙(=6)的兒童尿液中MMP和MBzP濃度明顯更低.這可能是與樣品數(shù)量樣本數(shù)過少從而結(jié)果存在偶然性有關(guān);也可能與尿液中PAEs代謝物濃度受多因素影響有關(guān).除居室裝飾材料,PAEs還常見于家具、塑料容器和個人護(hù)理產(chǎn)品等物品中[6].同時兒童PAEs暴露水平也受家庭生活習(xí)性,兒童飲食習(xí)慣和居室通風(fēng)等其他因素影響[32-34].我們后續(xù)將綜合各類因素對上海地區(qū)學(xué)齡兒童PAEs代謝物濃度的相關(guān)因素進(jìn)行全面分析.

3 結(jié)論

3.1 上海地區(qū)學(xué)齡兒童尿液中PAEs代謝物個體水平存在較大差異;總體水平上存在明顯的性別、年齡和檢測季節(jié)的差異:男孩的代謝物濃度普遍高于女孩;10歲兒童的代謝物濃度普遍高于<10歲的兒童;夏季代謝物濃度普遍高于其他季節(jié).不同國家或地區(qū)的兒童尿液中PAEs代謝物濃度差異較大.

3.2 中國的DMP和DEHP代謝物濃度明顯高于其他國家或地區(qū).相對于傳統(tǒng)建材(水泥和石灰),居室使用復(fù)合木地板,乳膠漆和油漆等新型建材可能會明顯增加兒童的PAEs暴露量,建議謹(jǐn)慎選用.

[1] 王建龍,錢 易.鄰苯二甲酸酯的生物降解研究 [J]. 環(huán)境科學(xué), 1995,16(6):26-28.

[2] 王立鑫,趙 彬,劉 聰,等.中國室內(nèi)SVOC污染問題評述 [J]. 科學(xué)通報, 2010,55(11):967-977.

[3] Hauser R, Calafat AM. Phthalates and human health [J]. Occupational & Environmental Medicine, 2005,62(11):806-818.

[4] 曹昕偉,劉瀟童,范宏成,等.DIDP和DINP暴露對小鼠的免疫毒性作用 [J]. 中國環(huán)境科學(xué), 2017,37(2):740-744.

[5] 張煥云,吳 卓,戴佳佳,等.DINP皮膚暴露對小鼠過敏性皮膚炎癥的佐劑作用 [J]. 中國環(huán)境科學(xué), 2015,35(12):3804-3809.

[6] Wormuth M, Scheringer M, Vollenweider M, et al. What are the sources of exposure to eight frequently used phthalic acid esters in Europeans? [J]. Risk Analysis, 2006,26(3):803-824.

[7] Geens T, Bruckers L, Covaci A, et al. Determinants of bisphenol A and phthalate metabolites in urine of Flemish adolescents [J]. Environmental Research, 2014,134C:110-117.

[8] 王夫美,陳 麗,焦 姣,等.住宅室內(nèi)降塵中鄰苯二甲酸酯污染特征及暴露評價 [J]. 中國環(huán)境科學(xué), 2012,32(5):780-786.

[9] 王夫美,陳 麗,焦 姣,等.冬季天津家庭室內(nèi)空氣顆粒物中鄰苯二甲酸酯污染研究 [J]. 環(huán)境科學(xué), 2012,33(5):1446-1451.

[10] Huang C, Wang XY, Liu W, et al. Household indoor air quality and its associations with childhood asthma in Shanghai, China: On-site inspected methods and preliminary results [J]. Environmental Research, 2016,151:154-167.

[11] Boas M, Frederiksen H, Feldt-Rasmussen U, et al. Childhood Exposure to Phthalates: Associations with Thyroid Function, Insulin-like Growth Factor I, and Growth [J]. Environmental Health Perspectives, 2010,118(10):1458-1464.

[12] Langer S, Bek? G, Weschler C J, et al. Phthalate metabolites in urine samples from Danish children and correlations with phthalates in dust samples from their homes and daycare centers [J]. International Journal of Hygiene & Environmental Health, 2014,217(1):78-87.

[13] Gong M, Weschler C J, Liu L, et al. Phthalate metabolites in urine samples from Beijing children and correlations with phthalate levels in their handwipes [J]. Indoor Air, 2015,25(6):572-581.

[14] Lee J, Lee JH, Kim CK, et al. Childhood exposure to DEHP, DBP and BBP under existing chemical management systems: A comparative study of sources of childhood exposure in Korea and in Denmark. Environment International, 2013,63C(3):77-91.

[15] Pamphlet (or booklet). Forth National Report on Human Exposure to Environmental Chemicals [J]. Atlanta Ga Us Department of Health & Human Services CDC, 2013:197-237.

[16] Ait BY, Araki A, Kawai T, et al. Comparisons of urinary phthalate metabolites and daily phthalate intakes among Japanese families [J]. International Journal of Hygiene & Environmental Health, 2015,218(5):461-470.

[17] Wang B, Wang H, Zhou W, et al. Urinary excretion of phthalate metabolites in school children of China: implication for cumulative risk assessment of phthalate exposure [J]. Environmental Science & Technology, 2014,49(2):1120-1129.

[18] Saravanabhavan G, Guay M, Langlois é, et al. Biomonitoring of phthalate metabolites in the Canadian population through the Canadian Health Measures Survey (2007~2009) [J]. International Journal of Hygiene & Environmental Health, 2013,216(6):652- 661.

[19] Kasper-Sonnenberg M, Koch H M, Wittsiepe J, et al. Phthalate metabolites and bisphenol A in urines from German school-aged children: Results of the Duisburg Birth Cohort and Bochum Cohort Studies [J]. International Journal of Hygiene & Environmental Health, 2014,217(8):830-838.

[20] Kaspersonnenberg M, Koch HM, Wittsiepe J, et al. Levels of phthalate metabolites in urine among mother-child-pairs - results from the Duisburg birth cohort study, Germany [J]. International Journal of Hygiene & Environmental Health, 2012,215(215):373- 382.

[21] Koch H M, Wittassek M, Brüning T, et al. Exposure to phthalates in 5~6years old primary school starters in Germany-a human biomonitoring study and a cumulative risk assessment [J]. International Journal of Hygiene & Environmental Health, 2011,214(214):188-195.

[22] Myridakis A, Chalkiadaki G, Fotou M, et al. Exposure of preschool-age Greek children (RHEA cohort) to bisphenol-A, parabens, phthalates and organophosphates [J]. Environmental Science & Technology, 2016,50(2):932-941.

[23] Myridakis A, Fthenou E, Balaska E, et al. Phthalate esters, parabens and bisphenol-A exposure among mothers and their children in Greece (Rhea cohort) [J]. Environment International, 2015,83:1-10.

[24] Cho SC, Bhang SY, Hong YC, et al. Relationship between environmental phthalate exposure and the intelligence of school-age children [J]. Environmental Health Perspectives, 2010, 118(7):1027-1032.

[25] Lin S, Ku HY, Su PH, et al. Phthalate exposure in pregnant women and their children in central Taiwan [J]. Chemosphere, 2010,82(7):947-955.

[26] Hsu NY, Lee CC, Wang JY, et al. Predicted risk of childhood allergy, asthma, and reported symptoms using measured phthalate exposure in dust and urine [J]. Indoor Air, 2012,22(3):186-199.

[27] Zhang Y, Meng X, Li C, et al. Age and Sex-Specific Relationships between Phthalate Exposures and Obesity in Chinese Children at Puberty [J]. PLoS One, 2014,9(8):195-202.

[28] Wang H, Zhou Y, Tang C, et al. Urinary phthalate metabolites are associated with body mass index and waist circumference in Chinese school children [J]. PLoS One, 2013,8(2):e56800.

[29] Pilka T, Petrovicova I, Kolena B, et al. Relationship between variation of seasonal temperature and extent of occupational exposure to phthalates [J]. Environmental Science & Pollution Research, 2015,22(1):434-440.

[30] Xiong J, Wei W, Huang S, et al. Association between the emission rate and temperature for chemical pollutants in building materials: general correlation and understanding [J]. Environmental Science & Technology, 2013,47(15):8540-8547.

[31] Liu C, Zhang Y, Benning JL, et al. The effect of ventilation on indoor exposure to semivolatile organic compounds [J]. Indoor Air, 2015,25(3):285-296.

[32] Zhang Q, Lu X M, Zhang X L, et al. Levels of phthalate esters in settled house dust from urban dwellings with young children in Nanjing, China [J]. Atmospheric Environment, 2013,69(3):258- 264.

[33] Bornehag C G, Lundgren B, Weschler C J, et al. Phthalates in indoor dust and their association with building characteristics [J]. Environmental Health Perspectives, 2005,113(10):1399-1404.

[34] Romero-Franco M, Hernández-Ramírez RU, Calafat AM, et al. Personal care product use and urinary levels of phthalate metabolites in Mexican women [J]. Environment International, 2011,37(5):867-871.

致謝：論文作者特別感謝參與本研究和提供尿液樣本的兒童及其家屬;感謝清華大學(xué)的張寅平教授和Jan Sundell教授、重慶大學(xué)的李百戰(zhàn)教授及天津大學(xué)的孫越霞副教授對全國CCHH研究的支持和指導(dǎo);也特別感謝在研究期間在樣品收集和數(shù)據(jù)整理過程中提供幫助的老師和學(xué)生志愿者們.

Associations between urinary concentrations of PAEs metabolites and residential decoration materials.

LIAO Chen-xi1, LIU Wei1, ZHANG Jia-ling1, SHI Wen-ming2, WANG Xue-ying1, CAI Jiao1, ZOU Zhi-jun1, LU Rong-chun1, SUN Chan-juan1, WANG Heng3, HUANG Chen1*, ZHAO Zhuo-hui2*

(1.School of Environment and Architecture, University of Shanghai for Science and Technology, Shanghai 200093, China；2.Department of Environmental Health, School of Public Health, Fudan University, Shanghai 200032, China；3.Zhoushan Municipal Center for Disease Control and Prevention, Zhoushan 316021, China)., 2017,37(8)：3166~3174

434 morning urinary samples of school-age children accompanied by the characteristics information of their residences were obtained from rom the CCHH (China, Children, Homes, Health) study in Shanghai during 2013~2014. The overall distributions for urinary concentrations of PAEs metabolites and their associations with household decoration materials (floor and wall coverings) were investigated. Ten PAEs metabolites were analyzed by HPLC-MS/MS (high-performance liquid chromatography with tandem mass spectrometric detection). Non-parametric test was preformed to compare the concentration differences of PAEs metabolites among children living in the environment with different floor and wall coverings materials. The detection rates of these PAEs metabolites were above 90%, except for MBzP (51.2%) and MCHP (9.9%). The median concentrations (standard deviation) of these metabolites from high to low were as follows: MnBP, 58.1 (205.9) μg/L; MiBP, 46.2 (119.2) μg/L; MECPP, 39.0 (111.1) μg/L; MEHHP, 24.7 (92.6) μg/L; MEOHP, 14.5 (45.1) μg/L; MMP, 11.4 (21.4) μg/L; MEP, 10.1 (51.5) μg/L; MEHP, 4.5 (19.0) μg/L; MBzP, 0.2 (4.3) μg/L; MCHP,

urine；phthalic acid esters (PAEs)；urinary metabolites；residential decoration materials；children；Shanghai

X503.1

A

1000-6923(2017)08-3166-09

廖晨曦(1991-),女,四川德陽人,上海理工大學(xué)碩士研究生,研究方向?yàn)橹袊覂?nèi)環(huán)境與兒童健康.

2017-01-10

國家自然科學(xué)基金資助項(xiàng)目(51278302);上海市教委重點(diǎn)創(chuàng)新項(xiàng)目(14ZZ132)

* 責(zé)任作者, 黃晨, 教授, hcyhyywj@163.com; huangc@usst.edu.cn; 趙卓慧, 副教授, zhzhao@fudan.edu.cn