硼是一种广泛存在的微量元素, 主要以硼酸盐形式分布于环境中。硼是高等植物生长和发育的必需元素, 有研究表明硼在高等动物胚胎发育、能量底物代谢、骨骼钙化和维持、调节炎症代谢等过程发挥重要的营养作用, 但高剂量硼的摄入或吸收对植物和动物均会造成不良影响[1-3]。近些年随着硼矿开采及相关产业的大力发展, 部分地区空气、土壤和水等介质中硼含量过高或遭到污染, 硼对环境和生物健康的影响愈发明显, 引起了世界各国政府的高度重视。例如世界卫生组织(WHO)、欧洲联盟(EU)等国际组织将硼划分为一种饮用水污染物; 美国国家健康研究所则将硼列为环境内分泌干扰物优先研究的重点化学品之一[4-6]。随着硼对生物健康效应关注度的逐步提升, 国内外学者对此也开展了大量研究工作, 同时取得了丰硕的研究成果, 但仍存在一定局限性。本文将近年来围绕硼的健康风险方面研究进行梳理和总结, 为今后开展此领域研究提供参考和借鉴。

硼是化学元素周期表中第Ⅲ主族元素, 化学符号为B, 平均原子量10.81。因其良好的物理化学性质, 硼已被广泛应用到玻璃生产(提高机械性能)、陶瓷行业(用作催化剂)、农资产品(生产硼肥、杀虫剂等)、冶金工业(制作优质钢材)、核工业(用作反应堆控制棒)等领域。

硼元素广泛分布于自然环境中。硼在地壳中含量约为0.001%(即:10 mg/kg), 土壤和水体中的硼主要来自于地球表面富含粘土的水成岩自然风化作用。土壤中硼的含量与土壤母质和发育程度有关, 变化范围一般为2~100 mg/kg; 不同水体中硼的浓度差异较大, 例如天然降水中硼的平均含量为0.1 mg/L, 河水中为0.03~2 mg/L, 海水中则高达4.5 mg/L[6-7]。硼在空气中的含量很低( < 0.5~80 ng/m3), 主要来自海洋、火山喷发和森林火灾等途径, 其次是工业废气和粉尘、燃煤发电厂和农业燃烧等排放。释放到空气中的硼或被水体捕获, 或迅速转移至其他介质中(如:土壤颗粒表面)。硼还存在于植物的果实、籽粒和叶等器官中, 故水果、蔬菜、豆类和干果等食品中硼的含量较高[8-9]。同时硼的含量与作物种类、生长环境等密切相关。受硼污染的地区, 作物中硼含量一般会高于正常水平。有研究显示, 辽宁省宽甸地区硼矿污染点大豆、土豆等作物中总硼含量(40.7 mg/kg干重、12.4 mg/kg干重)高于背景点作物浓度(25.0 mg/kg干重、6.0 mg/kg干重)[10]。硼在自然环境中主要通过土壤和生物不断进行循环。植物可以直接吸收土壤中水溶性的硼, 动物则主要通过食用动植物、饮水等途径摄取硼, 同时动植物体内的有机态硼和无机态硼又通过代谢途径返回土壤中, 如此往复循环。

对于普通人群而言, 硼的暴露主要来自于饮食和饮水。其中, 饮食是最主要的摄入途径, 约占硼摄入总量的65%, 而饮水约占硼摄入总量的30%[11]。硼元素存在于所有食物中, 人体每日摄入量取决于饮食结构。Rainey等[12]对美国(1989—1991)、德国(1985—1989)、墨西哥(1983—1986) 和肯尼亚(1983—1986) 的调查评估显示, 成年男性膳食硼的摄入量分别1.11、1.72、2.12和1.95 mg/d, 成年女性的摄入量为0.89、1.62、1.75和1.80 mg/d。Rainey等[13]通过对美国11 009名受访者饮食调查研究显示:男性、女性和孕妇每日硼的平均摄入量分别为1.17、0.96和1.01 mg/d, 素食主义者中男性平均摄入量为1.47 mg/d, 女性则为1.29 mg/d, 同时指出花生酱、酒、葡萄干、花生和其他坚果是膳食硼的主要贡献者。宋筱瑜等[14]对我国12个省市谷类、肉类及水果类等部分食品中硼的本地含量调查显示大豆中硼含量高于其他食品, 并初步估计了城乡居民膳食硼的摄入量为1.63 mg/d。同时指出由于饮食习惯、地理位置因素等导致调查区域食品和摄取的硼含量与国外报道值存在一定差异。

常规饮用水处理工艺很难去除硼, 饮水是硼摄入的另一个主要途径。对于普通人群, 地表水和地下水是饮用水的主要来源。人群通过饮水摄入硼的含量也会随着不同地区、不同来源存在较大差异。梁岩等[15]综合德国、英国、美国、智利等国家研究资料, 指出饮水硼含量在0.01~15.0 mg/L, 且大部分低于0.5 mg/L。我国《生活饮用水卫生标准》(GB 5749-2006)[16]中规定了硼的限值为0.5 mg/L, 如果按照成人饮水2 L/d估算, 我国成人饮水摄入硼量为1.0 mg/d。基于硼对人体健康方面的考虑, 同时避免因去除硼而造成反渗透海水淡化工艺的复杂化, 世界卫生组织2011年7月公布的《Guidelines for Drinking-water Quality》第四版中, 将硼的限值由第三版中的0.5 mg/L提升至2.4 mg/L[17-18]。

日常生活中, 除了膳食、饮水外, 很多消费品中也都含有硼酸、硼砂等。例如, 清洗剂、化妆品、剃须膏、口腔保健制品等。人体暴露量与个人习惯密切相关, 但研究证实通过完好皮肤吸收的硼是很少的, 可以忽略不计。

在我国, 硼砂自古就被使用于食品中。因其在胃酸作用下可以转化为硼酸, 一次大量食用或长期过量食用含硼砂食物将会导致急性或蓄积性中毒[14]。尽管我国1978年已将硼砂和硼酸列为禁用的食品防腐剂, 但仍有不法厂家违法添加和使用, 部分地区急性中毒事件仍有出现。刘国中等[19]报道了2008年5月商水县200余名学生食物中毒事件, 经实验室检验显示, 呕吐物和米皮中硼砂含量较高, 分别达到了1.60 g/kg和4.33 g/kg, 并判定中毒事件系硼砂引起的。近年来, 全国部分省市针对市面食品开展了大量调查, 硼酸和硼砂的阳性检出率较高, 对人体健康造成了很大的潜在危害。何福德等[20]对广西灵山县鲜湿米切粉、凉粽、冬瓜蓉馅月饼、腐竹、肉丸类等10种食品中硼砂含量开展调查, 定性试验显示阳性检出率59.0%, 对阳性反应食品定量试验表明硼砂含量0.79~14.50 g/kg。张利明等[21]在苏州市6种食品中硼砂添加情况调查显示, 阳性检出率接近15%, 特别是腐竹中硼砂阳性检出率为100%, 且个别品牌硼砂含量高达5.43 g/kg。由于误食硼砂引起的急性中毒事件也时有发生。国外曾报道一名患有糖尿病的孕妇, 在做葡萄糖耐量试验时, 误将70 g硼酸当作葡萄糖服用, 而后造成胎儿死亡[22]。2007年3月, 山东海阳一居民误将硼酸当成食盐加入菜里, 随后出现头晕、肌肉震颤、嘴唇发紫等症状, 经医院检查发现误食硼酸近20 g, 并确诊为硼酸中毒[23]。

硼矿是一种重要的化工原料, 具有广泛的应用领域。因其市场需求量大, 硼矿开采、硼化工产业得到迅速发展, 与此同时也对周边环境造成了污染, 使得硼矿工人和矿区居民的硼暴露水平较高, 对身体健康存在一定威胁。硼的职业暴露主要通过粉尘吸入进入体内, 其次是部分硼化物经皮肤途径吸收。Dweight等[24]研究了从事包装和运输硼砂的车间工人的职业暴露, 结果显示工人血硼和尿硼水平均与空气日硼暴露存在显著相关关系。世界卫生组织曾对大型硼矿开采厂、硼矿精炼厂中硼砂浓度进行监测, 范围在1.1~14.6 mg/m3, 在硼酸厂平均硼氧化物粉尘质量浓度为4.1 mg/m3 [25]。

我国硼矿资源丰富, 主要分布在辽宁、吉林、青海和西藏等地区。邢小茹等[26]分析了硼加工车间粉尘污染情况, 同时利用ICP-MS测定了球墨和雷蒙磨车间空气中硼的质量浓度高达425.6 μg/m3和669.1 μg/m3, 硼的暴露水平远远高于对照点, 对工人健康造成潜在威胁。刘平等[27]调查研究显示硼矿开采、加工作业工人组成的暴露组平均硼暴露量为19.79 mg/d, 高于无硼暴露史的对照组平均硼暴露量1.53 mg/d。邢小茹等[28]对某硼矿开采和加工区域开展研究, 结果显示饮用受硼污染的职工食堂井水并在食堂就餐人员的平均硼暴露水平达到219.0 mg/d, 暴露程度远高于社区对照组(4.25 mg/d)和背景对照组(1.40 mg/d)。

硼作为一种微量元素, 适量摄取对于人和动物的生长发育是有利的, 但长期暴露或过量吸收也会对机体造成损伤, 甚至产生毒性作用。

国内外学者利用鼠类、兔子、狗等受试动物开展了大量的急性毒性研究, 但大多集中在半数致死量(LD50)的测定, 硼的急性中毒机理方面涉及较少。刘平等[4]指出雄性大鼠硼酸、硼砂LD50为3.16~3.45 g/kg和4.50~6.08 g/kg, 雌性大鼠硼酸、硼砂的LD50为4.08 g/kg和4.98 g/kg, 且大鼠在急性暴露情况下出现运动失调、情绪低落、死亡等毒性症状。卢勇涛[29]采用大鼠口腔内给药和小鼠口服灌胃的方式开展了复方硼酸含漱液的急性毒性实验, 结果表明大鼠口腔内给药量3.1 g/kg仍能耐受, 而小鼠口服灌胃的LD50为3.95 g/kg。有研究报道, 过量摄入硼砂能导致狗的新陈代谢、内分泌及神经系统紊乱, 导致小鼠和兔的体重急剧下降。当人体短时间内过量摄入硼也会产生急性毒性症状, 特别是对胃肠道、神经、皮肤和循环系统方面的影响, 例如出现恶心、呕吐、忧郁、惊厥、皮肤潮红、剥脱性皮炎、循环衰竭等症状[6, 30]。

硼砂属于低毒蓄积性物质, 动物实验表明硼具有一定致畸性, 未见致突变、致癌性的报道。长期摄入也会对机体造成慢性毒性作用, 对肝、肾、脑、肺等器官造成损伤, 还可能对内分泌系统产生影响。慢性毒性症状包括手掌和足底出现红疹、食欲不振、恶心、体重下降等[4]。对大鼠、狗的慢性试验中, 在350 mg/L的暴露剂量下未出现异常, 当在1 170 mg/L下出现类似中毒症状。虹鳟鱼是对硼暴露最敏感的物种之一, Rowe等[31]开展的慢性实验表明, 虹鳟鱼在低于9 μmol/L硼环境中会造成胚胎生长受损, 但高于10 μmol/L又会造成死亡。Soucek等[32]对黑头呆鱼32 d的慢性实验显示, 在44.5 mg/L的硼暴露环境生活接近17 d时存活率开始下降, 试验结束时存活率不及20%;而控制组、2.8 mg/L组和11.2 mg/L组的存活率均大于90%。

相比于急性和慢性毒性研究, 人们更关注硼的生殖毒性影响。在对鼠类、狗、猪的毒性试验以及对职业暴露人群的调查研究, 不断揭示了硼对动物和人的生殖系统的毒性作用。有研究表明, 硼能够蓄积在大鼠、狗的睾丸中, 导致睾丸的萎缩和生殖细胞的减少; 高剂量硼对生长猪的睾丸组织及功能造成一定损伤甚至毒性作用[33-34]。刘平等[35]对辽宁某硼矿、硼加工厂957名男性工人(暴露组)和251名无暴露史男性(对照组)的配偶妊娠结局调查显示, 硼暴露组自然流产率、不能顺利怀孕率都高于对照组, 且出现宫外孕、子女先天发育不良等现象。另外研究中指出, 硼暴露工人精子的质量(存活率、向前运动百分率等)有所下降[27]。邢小茹[36]以辽宁宽甸县某硼矿及硼产品加工区作为研究现场, 发现硼暴露组男性精细胞染色体Y/X比值较社区对照组和背景对照组的略低, 与其他研究指出的硼职业暴露男性中生女孩的概率略高相一致[4, 35]。

国外针对硼对人群生殖系统影响方面的研究较少, 且研究结果存在一定异议。对于动物(蛙类、鱼类、鼠类等)的实验研究结果与国内相关研究基本一致。当大鼠每天摄入硼55 mg/kg体重时, 其睾丸开始损伤并可能导致不育现象。Wilson等[37]对白莱航蛋鸡的实验也显示高硼对其生殖系统造成损伤, 同时鸡的体重、食量、产蛋率和蛋重均有下降。Bustos等[38]指出硼对小鼠睾丸会造成损伤, 组织病理学和形态学分析显示, 小鼠生精小管上皮细胞液泡化、管腔出现萎缩甚至堵塞。美国环境保护署2008年公布的一项关于硼的健康影响报告指出, 硼酸能够影响动物睾丸支持细胞的产生, 进而影响精子的成熟和释放。Bakirdere等[39]指出硼还可以导致雌性大鼠排卵减少和雌性小鼠的肾脏损伤。Eduardo和Christopher[40]研究了高剂量饮水硼摄入对雄性小鼠睾丸的影响, 发现暴露组小鼠的生精小管上皮细胞出现液泡化、脱落, 管径、上皮高度、内腔直径降低的现象。

研究证实, 缺硼能够影响动物的生长发育, 而长期的硼暴露或高摄入更会表现出毒性作用。硼的发育毒性主要症状包括胚胎死亡率增高、胎儿体重下降、组织器官的损伤或畸形等[41]。Heindel等[42]在对小鼠、大鼠和兔的动物实验表明, 硼酸的发育毒性主要表现在胎儿体重下降和畸形概率增加, 而且可能导致产前死亡的现象。Sabuncuoglu等[43]对大鼠经口给药硼酸实验表明, 高剂量硼能够在肾脏组织中显著蓄积, 并能引起组织器官的病理学变化。关于硼的大量动物(固始鸡、大鼠等)实验研究证明, 较长时间地饮用高硼水能够对动物胸腺早期发育、器官(包括肾脏、胰腺等)组织结构与功能、血细胞及心肌组织发育产生抑制和损伤甚至毒性作用[44-49]。程佳月[50]在硼对非洲鸵鸟胫骨生长发育影响研究中发现, 高剂量添加硼促进软骨基质的钙化和软骨细胞退化死亡, 使胫骨骨髓腔移到靠近周边位置而不在胫骨中央。

剂量—反应关系是指某种化学物质的剂量或浓度与特定健康效应之间的定量关系, 也是该种化学物质健康风险评估的核心部分。高剂量硼的摄入会对生殖系统和发育过程造成损伤或毒性作用, 世界卫生组织(WHO)、美国环境保护署(EPA)等国际组织曾经开展过硼及其化合物的危险性评估研究, 并且美国EPA还首先提出了利用参考剂量(reference dose, RfD)来表征日平均接触剂量或浓度的估计值, 以此评价暴露人群的危险程度。

毒理学专家认为, 在硼的危险性评估中可选择生殖效应和发育效应作为关键终点。大量实验研究发现, 生殖效应的靶器官主要是发育中的子宫和睾丸, 具体表现有器官萎缩、重量下降、生育力下降等; 发育效应主要包括出生前死亡率增加、胎儿体重下降、器官畸形和变异等[40]。20世纪90年代以前, 硼的危险性评估主要参照Weir等[51]对狗开展的硼的毒性试验结果, 并将睾丸萎缩和产生精子停滞作为观察终点。20世纪90年代以后的研究, 更多的依据Heindel等[52]和Price等[53]对大鼠的毒性试验结果, 选择更为敏感的胎儿体重下降作为观察终点, 并将无可见有害作用水平(no adverse effect level, NOAEL)用于硼的RfD的推算。近些年来, 随着危险性评估研究的深入, 逐步认识到了NOAEL法的一些缺陷(如取决于实验样本大小、剂量间隔宽窄、未考虑剂量—反应关系曲线斜率等), 有学者推荐采用基准剂量(benchmark dose, BMD)法来估算RfD[54-55]。所谓基准剂量是根据动物实验获得的剂量—反应关系结果, 利用统计模型模拟手段确定的引起不良反应剂量的95%可信区间下限值。BMD法不仅拓宽了数据的使用范围, 还对其不确定性进行量化, 大大提高了数据的准确性和可靠性。2004年美国EPA公布了根据BMD方法修订人的硼的经口RfD值, 即0.2 mg/(kg·d)。

理论上, 人群暴露资料最能准确评估硼暴露对人群的危险程度, 但由于人群发育毒性和生殖毒性资料的匮乏或不完全, 硼在人体中的吸收、代谢和分布规律与哺乳动物类似, 因此目前还主要是根据动物实验数据进行推算或估算。在此过程中, 需考虑种间、种内存在的大量不确定性因素。不确定性系数(uncertainty factor, UF)是一项非常重要的转换参数, 不同研究中采用的数值也会存在较大差异。例如传统研究中习惯上将不确定性系数取值100(种间和种内不确定因子均为10);美国国家环境评定中心在硼的风险评估中将不确定性系数降到了66, 并计算得到一位70 kg的成年男性每日硼的参考剂量为14 mg; 欧洲化学品生态毒性和毒理学研究中心、美国健康危险评估研究所则选用了较小的不确定性系数32[54, 56]。

正如上文所述, 普通人群硼的摄入量95%来自饮食和饮水。饮食中硼的摄入量可以根据食物日均摄入量(g/d)与其对应硼的平均含量(mg/kg)进行估算, 而饮水的硼摄入量可按照日均饮水量(L/d)和饮水中硼的平均浓度(mg/L)进行计算。目前, 国内食物中硼含量的测定主要采用《食品中硼酸的测定》(GB/T 21918-2008) 推荐的乙基乙二醇—三氯甲烷萃取姜黄比色法、电感耦合等离子体原子发射光谱(ICP-AES)法和电感耦合等离子体质谱(ICP-MS)法[14, 57]。饮水中硼的质量浓度测定主要参照《饮用天然矿泉水检测方法》(GB/T 8538-2008) 推荐的甲亚胺—H分光光度法、萃取—姜黄素分光光度法和姜黄素分光光度法[58-59]。现有的研究大多采用副盘法、双份饭法等开展食物、饮水样品的采集[9, 58, 60]。对于职业暴露人群, 除了饮食和饮水外, 职业性接触硼砂粉尘或硼酸产品也是重要的摄入来源。

基于硼的暴露和毒性研究, 确定硼摄入量的适宜范围具有重要现实意义, 特别是用于指导人体或者动物日常生活。硼的可耐受最高摄入量(tolerable upper intake level, UL)是指对人体健康没有副作用和危害的平均最高摄入量。目前研究资料还不能准确确定硼的UL值。美国国家科学院医学研究所食品与营养委员会在总结先前研究基础上, 一项微量元素相关报告中详细探讨了硼的可耐受最高摄入量。人体不同生长阶段, 其可耐受最高剂量存在较大差异。由于年龄阶段特殊, 0~12个月婴儿的UL值还不能准确获得; 1~3岁儿童硼的UL值为3 mg/d, 4~8岁为6 mg/d, 9~13岁为11 mg/d; 14~18岁青少年、孕妇、哺乳期人群硼的UL值为17 mg/d; 19~50岁孕妇和哺乳期人群以及≥ 19岁成人硼的UL值为20 mg/d。该项研究还指出不同年龄阶段UL值的不同主要是由于参考体重(reference weight)的差异所致[61]。

此外, 硼还具有一定营养功能, 适量摄入有利于人体的新陈代谢和钙等营养素的吸收。有研究表明, 适量的硼摄入能够有效降低前列腺癌的发生几率[62]。宋筱瑜等[14]对吉林、河南、江苏、四川、广东等12个省市部分食品的调查结果显示, 我国居民主要通过食物和饮水摄入硼, 每日硼的摄入量约为2.63 mg, 因此在不食用含有硼砂食品或者服用含硼膳食补充剂情况下相对比较安全。

目前, 微量元素硼逐步引起人们的关注, 硼的健康风险也已成为研究领域的热点话题。国内外学者们针对硼的暴露、毒性和剂量—反应关系方面开展了系列研究工作, 取得丰硕研究成果的同时也存在一定的不足。例如硼的人群健康影响流行病学资料缺乏, 评价更多则是依靠动物实验数据的外推, 且推算中不确定性系数取值并未形成统一的标准, 导致准确性、可信度不高。鉴于本文就近些年国内外研究的梳理和总结, 对今后硼的健康风险研究提出以下几点展望:① 加强硼在动物体内代谢机制以及硼对动物毒性作用机理方面研究, 确定动物对硼的需求量, 为动物的正常暴露和生长发育提供指导和建议; ② 收集我国居民硼的摄入量(膳食和饮水)资料, 全面评估我国居民硼的健康风险, 并提出规避健康风险的可行措施; ③ 加强职业暴露人群生殖发育影响的研究, 制定职业暴露人群工作环境中硼的标准限制; ④ 进一步开展硼的生物学、营养学方面研究, 为准确确定人群适宜的摄入剂量奠定基础; ⑤ 加强危险性特征识别和风险评估方法研究, 为相关环境质量标准编制和人体健康影响研究提供技术支持。