Profil arsenik urin mengungkapkan paparan arsenik anorganik dari pasokan air minum pribadi di cornwall, uk | laporan ilmiah

Profil arsenik urin mengungkapkan paparan arsenik anorganik dari pasokan air minum pribadi di cornwall, uk | laporan ilmiah

Anonim

Subjek

  • Pemantauan lingkungan
  • Spektrometri massa

Abstrak

Pasokan air pribadi (PWS) di Cornwall, Inggris Barat Daya melebihi nilai pedoman WHO saat ini dan konsentrasi atau nilai yang ditentukan Inggris (PCV) untuk arsenik 10 μg / L dalam 5% properti yang disurvei ( n = 497). Dalam studi tindak lanjut ini, yang pertama dari jenisnya di Inggris, sukarelawan ( n = 207) dari 127 rumah tangga yang menggunakan PWS mereka untuk minum, memberikan sampel urin dan air minum secara total sebagai penentuan dengan penentuan spektrometri massa plasma ditambah secara induktif (ICP) -MS) dan urin Sebagai spesiasi dengan kromatografi cair kinerja tinggi ICP-MS (HPLC-ICP-MS). Konsentrasi arsenik melebihi 10 μg / L ditemukan di PWS 10% dari sukarelawan. Konsentrasi As urin total yang tidak disesuaikan berkorelasi buruk (Spearman ρ = 0, 36 (P <0, 001)) dengan PWS As sebagian besar disebabkan oleh penggunaan sampel urin spot dan dominasi arsenobetaine (AB) dari sumber makanan laut. Namun, jumlah penyesuaian osmolalitas, U-As IMM, dari spesies As anorganik kemih, arsenit (As III ) dan arsenate (As V ), dan metabolitnya, methylarsonate (MA) dan dimethylarsinate (DMA), ditemukan sangat berkorelasi ( Spearman ρ: 0, 62 (P <0, 001)) dengan PWS As, menunjukkan persediaan air swasta sebagai sumber dominan paparan As anorganik dalam populasi penelitian pengguna PWS.

pengantar

Paparan kronis arsenik (As) dalam air minum adalah penyebab yang terdokumentasi dengan baik dari banyak cacat kesehatan kanker dan non-kanker 1, termasuk kanker paru-paru, kandung kemih dan kulit. Sementara sebagian besar kasus paparan As kronis dalam air minum telah dilaporkan di Bangladesh dan Benggala Barat 2, 3, negara-negara di semua benua terpengaruh 4 . Studi terbaru telah mengidentifikasi paparan yang lebih rendah (mis. <150 As μg / L) pada populasi Eropa dan Amerika Utara baik dalam persediaan kota maupun swasta di lokasi pedesaan di mana pasokan air yang diolah terpusat belum dilaksanakan. Contoh skenario ini termasuk Serbia 5, Hongaria 6, Rumania 7, Slovakia 7 dan Amerika Serikat 8, di mana untuk yang terakhir diperkirakan sekitar 15% populasi mengandalkan pasokan air tanah pribadi (PWS) 9, dan sebanyak 40 % orang di New Hampshire, Vermont dan Maine 10 . Banyak komunitas di daerah pedesaan Inggris juga menggunakan PWS dan dilaporkan 567.261 orang di Inggris tinggal atau bekerja di properti yang dilayani oleh PWS 11 .

Satu area yang menjamin penyelidikan lebih lanjut adalah Cornwall di South West England, di mana penggunaan PWS diperkirakan berkisar antara 20.000-30.000 sumur 12 meskipun hanya 2.462 satu PWS domestik saat ini terdaftar pada database Inspektorat Air Minum (DWI) 11 . Keaneka ragaman Cornwall dan sejarah ekstensif eksploitasi mineral menjadikannya daerah dengan peningkatan anorganik lingkungan As 13, dengan perkiraan 722 km 2 dari tanah terkontaminasi As 14 . Konsentrasi tinggi sebelumnya telah dilaporkan di tanah 15, 16, aliran air 17 / sedimen 18 dan debu rumah tangga 19, 20 . Pada 2010, Peraturan Pasokan Air Swasta (2009) 21 mulai berlaku dan mendorong inisiatif untuk menyelidiki kemungkinan implikasi kesehatan masyarakat terhadap konsumsi PWS. Temuan yang disebutkan di atas dan frekuensi tinggi PWS di Cornwall relatif terhadap sebagian besar Inggris menyebabkan pemilihan untuk studi 22 menyelidiki kandungan logam jejak PWS Inggris. Studi ini menemukan As dalam air minum PWS melebihi 10 As μg / L UK konsentrasi yang ditentukan atau nilai 23 (PCV) di 27 dari 497 (5%) rumah tangga 22 . Hal ini menunjukkan bahwa sejumlah besar orang di wilayah tersebut dapat mengalami peningkatan kadar As dalam air minum mereka, rute paparan yang tidak diselidiki secara komprehensif di Cornwall, atau bahkan Inggris secara keseluruhan, hingga saat ini.

Identifikasi konsentrasi As yang tinggi dalam air minum saja dapat membantu memberikan indikasi populasi yang berisiko. Namun, penggunaan paparan biomonitoring, analisis bahan biologis untuk keberadaan bahan kimia dan metabolitnya, memungkinkan untuk kuantifikasi yang lebih langsung dari paparan internal 24 yang mendukung bahan kimia lingkungan yang dikaitkan dengan risiko kesehatan. Pendekatan umum untuk As biomonitoring adalah analisis sampel urin untuk arsenit anorganik (As III ), arsenate (As V ) dan metabolit metiltarsonat metilasi (MA) dan dimetilsarsinat (DMA) yang diekskresikan dalam urin setelah metabolisme di hati 25 . Dapat diterima bahwa pasca asupan, As V anorganik direduksi menjadi As III diikuti oleh metilasi menjadi MA dan DMA 26 . Proses ini sebelumnya dianggap sebagai jalur detoksifikasi, tetapi temuan bentuk trivalen antara MA dan DMA genotoksik menunjukkan sebaliknya. Mekanisme pasti dari biometilasi As dapat diselidiki lebih lanjut 28 . Untuk tujuan penilaian paparan, metilasi spesies anorganik menjadi As organik membenarkan kuantifikasi MA dan DMA, sementara mengakui bahwa asupan langsung kedua spesies ini dari sumber makanan telah dilaporkan 29 . Mayoritas As diekskresikan dalam waktu 4 hari dari dosis 30, menjadikan urin sebagai ukuran yang berguna untuk paparan baru-baru ini, dan telah digunakan, misalnya, untuk menunjukkan beras sebagai jalur paparan makanan yang signifikan pada konsumen beras di Inggris 31, AS 32 dan Benggala Barat 33 . Beberapa penelitian telah menggunakan As kemih untuk memodelkan risiko titik akhir kesehatan dan respon toksikologis yang dihasilkan dari paparan As anorganik. Ini termasuk diabetes tipe 2 34, tindak lanjut kematian dari populasi dengan pengukuran urin awal yang menemukan hubungan yang signifikan dengan kanker paru-paru 35 dan peningkatan genotoksisitas yang diukur dengan frekuensi mikronuklei dalam sel urothelial 36 . Urin Sebagai biomonitoring, meskipun pada sejumlah kecil sukarelawan dan sehubungan dengan paparan tanah dan debu, telah dilakukan di Cornwall pada dua kesempatan sebelumnya 37, 38 dan konsentrasi tinggi diamati relatif terhadap area kontrol dengan As lingkungan yang rendah.

Sejumlah pertimbangan perlu dipertimbangkan ketika As kemih digunakan sebagai biomarker paparan. Pertama, hasil urin total dapat dipengaruhi oleh konsentrasi tinggi arsenobetaine (AB), organo-arsenik yang ditemukan dalam makanan laut, yang secara luas dianggap tidak beracun 39 dan siap diekskresikan tanpa perubahan setelah asupan makanan. Hal ini membuatnya perlu untuk melakukan analisis spesiasi pada sampel urin untuk mengukur spesies As individu dan mengecualikan kontribusi dari AB yang tidak mencerminkan paparan As As anorganik lingkungan yang lebih berbahaya. Kedua, variasi dalam status hidrasi di antara para sukarelawan berarti bahwa kedua sampel pagi pertama (FMV) dan sampel urin spot sangat berbeda dalam pengenceran mereka, keduanya memberikan perkiraan yang tidak sempurna dari ekskresi 24 jam 40 . Oleh karena itu, agar dapat digunakan sebagai indikator paparan yang kuat, konsentrasi As urin membutuhkan penyesuaian pengenceran untuk menghilangkan variasi dari keseimbangan cairan. Penyesuaian kreatinin dan gravitasi spesifik (SG) banyak digunakan, tetapi kedua metode ini rentan terhadap gangguan. Variasi dalam kreatinin urin telah dibuktikan antara kelompok demografi 41 dan sebagai respons terhadap variasi massa otot 42 dan gizi buruk 43, sementara kemungkinan pencegah yang lebih relevan dalam menerapkan faktor penyesuaian ini adalah hubungannya dengan efisiensi metilasi As 44 . Atau, karena SG secara rutin diukur dengan refraktometri, adanya zat terlarut urin seperti protein (proteinuria), glukosa (glukosuria) dan keton (ketonuria) mengubah indeks bias cairan terlepas dari pengencerannya, sehingga memberikan perkiraan pengenceran yang tidak akurat 45 . Salah satu faktor penyesuaian alternatif, jarang digunakan dalam studi biomonitoring, adalah osmolalitas urin. Sebelumnya diabaikan karena kurangnya ketersediaan luas dan biaya relatif dari instrumentasi yang diperlukan 46, osmolality dianggap sebagai 'standar emas' dan ukuran definitif konsentrasi urin dalam komunitas ilmu klinis dan kedokteran hewan 47 . Dalam kasus osmometri cryoscopic, depresi titik beku diukur. Titik beku adalah sifat koligatif yang mencerminkan kandungan zat terlarut, yang dinyatakan di sini oleh osmolalitas (osmol zat terlarut per unit massa pelarut) dan tidak rentan terhadap gangguan yang sama seperti pengukuran SG dengan pengukuran refraktometri. Mengingat tidak adanya 24 jam atau data ekskresi waktunya dalam penelitian ini, penyesuaian osmolalitas lebih disukai daripada dua opsi alternatif.

Penelitian ini bertujuan untuk: (1) menilai paparan manusia terhadap lingkungan anorganik As dalam populasi pengguna PWS di Cornwall menggunakan biomonitoring paparan As asin non-invasif, (2) menilai sejauh mana respons biomarker dapat dikaitkan dengan air minum PWS sebagai rute paparan dan (3) mengamati efek penyesuaian osmolalitas untuk lebih menentukan hubungan antara As air asin dan As air PWS.

Hasil

Demografi kelompok belajar

Luasnya wilayah studi dan distribusi spasial rumah tangga ditunjukkan pada Gambar. 1. Sebanyak 215 relawan dari 129 rumah tangga berpartisipasi dalam penelitian ini. Dari relawan ini, 207 dari 127 rumah tangga yang terdiri dari 108 laki-laki (52%) dan 99 perempuan (48%), dilaporkan menggunakan air mereka untuk minum dan menyediakan sampel air minum dan urin. Untuk selanjutnya, kecuali dinyatakan lain, subkelompok ini akan menjadi fokus dari artikel ini. Usia relawan rata-rata adalah 62 tahun (kisaran: 18-90). Distribusi usia dan jenis kelamin ditunjukkan pada Gambar. 2. Kelompok studi diklasifikasikan sebagai populasi pedesaan 99% (lihat informasi tambahan).

Image

Dikompilasi menggunakan ArcMap 10.1.

Gambar ukuran penuh

Image

Sementara penilaian risiko populasi bukan fokus dari aspek penelitian ini, perlu dicatat untuk referensi di masa depan bahwa sampel ini tidak sepenuhnya mewakili populasi yang mendasari populasi pedesaan Cornwall. * Kantor Statistik Nasional (ONS) Klasifikasi desa-kota 2011 (RUC11) digunakan untuk menentukan populasi yang mendasarinya (lihat informasi tambahan). Diadaptasi dari data dari Kantor Statistik Nasional yang dilisensikan di bawah Lisensi Open Government v.3.0.

Gambar ukuran penuh

Sampel air minum dan urin PWS

Ringkasan statistik untuk total As dalam sampel air minum dan total dan spesifisitas As dalam sampel urin (disesuaikan dan osmolality disesuaikan) ditampilkan pada Tabel 1 dan diplot pada Gambar. 3. Geometrik berarti (GM) dihitung selain sarana aritmatika (AM) karena data miring positif. Dari 127 rumah tangga, 126 (99%) memiliki terdeteksi (> 0, 02 μg / L) Seperti dalam air minum mereka, 62 (49%) memiliki ≥1 μg / L dan 15 (12%) melebihi nilai pedoman WHO saat ini 48 dan UK PCV 23 dari 10 μg / L. Ini sesuai dengan 21 dari 207 (10%) sukarelawan yang terpapar air minum dengan konsentrasi As di atas 10 μg / L. Konsentrasi arsenik air minum PWS maksimum adalah 233 μg / L.

Tabel ukuran penuh

Image

( a ) Total As dalam sampel air minum diplot dengan batas analitik deteksi (LOD) (garis putus-putus yang lebih rendah) dan Inggris sebagai PCV (garis solid atas). ( B ) Spesies kemih As individu diplot dengan LOD masing-masing (garis putus-putus). ( c ) As total urin dan jumlah spesies urin tidak termasuk AB (U-As IMM ). Kotak berkisar dari kuartil ke-1 dengan garis median, kumis bawah dan atas adalah datum terendah dan tertinggi dalam jarak 1, 5 kuartil antar kuartil dari kuartil terendah dan kuartil atas dan lingkaran adalah outlier. Untuk keperluan plot, data spesiasi disensor dengan mengganti

Gambar ukuran penuh

Semua sukarelawan memiliki konsentrasi As yang dapat disesuaikan (> 0, 2 μg / L) total urin As; dengan konsentrasi maksimum yang diamati 426 μg / L. Data spesiasi menghasilkan rata-rata pemulihan 98% dari total As dan presisi, dinyatakan sebagai standar deviasi relatif (RSD), adalah 9%. Meskipun meminta sukarelawan untuk menahan diri dari makan makanan laut selama 4 hari sebelum pengumpulan sampel, kontribusi besar As berasal dari AB organik. Arsenobetaine terdeteksi (LOD 1, 3 μg / L) pada 152 (73%) sampel sementara kontribusi rata-rata AB terhadap total kemih As adalah 49%; (kisaran: 0–98%). Temuan anorganik As III dan As V lebih rendah, dengan 56 (27%) dan 10 (5%) sampel memiliki konsentrasi yang dapat dideteksi (> 0, 8 μg / L;> 1, 5 μg / L). Jumlah As III dan As V berkisar dari III dan As V ) dan metabolit metabolik organiknya (MA dan DMA), yang disebut di sini sebagai U-As IMM, berkisar 0, 9 hingga 124 μg / L dengan rata-rata aritmatika (AM) 9, 0 μg / L dan GM 5, 8 μg / L.

Osmolalitas urin berkisar antara 181-1161 mOsm / kg, mencerminkan variasi besar dalam pengenceran urin di antara para relawan. Pasca penyesuaian osmolalitas, total kemih AM menurun dari 36, 8 menjadi 36, 1 μg / L dan GM sedikit meningkat dari 15, 8 menjadi 17, 1 (kisaran: 2, 2-404 μg / L). Osmolalitas yang disesuaikan U-As IMM AM dan GM juga menurun masing-masing menjadi 8, 6 dan meningkat menjadi 6, 3.

Selain itu, 30 (14%) sampel urin dikumpulkan sebagai sampel spot pada saat kunjungan dibandingkan dengan void pagi pertama (FMV). Untuk mengatasinya, uji-dua kelompok independen Welch digunakan untuk menilai perbedaan antara kedua metode pengumpulan. Untuk yang tidak disesuaikan dan osmolalitas disesuaikan U-As IMM dan osmolalitas urin tidak ada perbedaan signifikan yang diamati ( P = 0, 20, P = 0, 30 dan p = 0, 43, masing-masing).

Analisis korelasi

Scatterplots yang menunjukkan As total air asin vs PWS As, baik sebelum dan sesudah penyesuaian AB dan pengenceran, ditunjukkan pada Gambar. 4. Gambar 4a menunjukkan bahwa total As dalam air minum bukan merupakan prediktor yang baik dari total kemih As, dengan variasi besar dalam jumlah kemih total Bahkan untuk sukarelawan dengan konsentrasi air minum PWS rendah. Namun, ketika dikoreksi untuk AB (Gambar 4b) korelasi yang lebih positif diamati. Memperbaiki pengenceran urin menggunakan pengukuran osmolalitas lebih lanjut meningkatkan korelasi antara As kemih (U-As IMM ) dan PWS air minum As (Gbr. 4c). Untuk menguji kekuatan korelasi ini, koefisien korelasi peringkat Spearman digunakan karena kedua variabel terdistribusi secara tidak normal (uji Shapiro-Wilk: P <0, 001 untuk total air minum As, dan total urin yang disesuaikan dan osmolalitas yang disesuaikan dan IMM U-As yang disesuaikan) ) dan hasil dari analisis ini ditunjukkan pada Tabel 2. Setelah penyesuaian untuk AB, korelasi yang lebih kuat diamati antara air minum dan sampel urin (Spearman ρ = 0, 36 ( P <0, 001) dan 0, 58 ( P <0, 001) sebelum dan sesudah AB pengecualian masing-masing). Korelasi ini sedikit menguat (Spearman ρ = 0, 62, P <0, 001) setelah penyesuaian osmolalitas. Korelasi antara U-As IMM (μg / g Cre) yang disesuaikan dengan kreatinin dan air minum As juga ditunjukkan dalam perbandingan dengan hasil yang disesuaikan tanpa penyesuaian dan osmolalitas (Gambar 5) dan lebih lemah (Spearman ρ = 0, 53, P <0, 001) dibandingkan keduanya . Selain itu, korelasi dihitung pada himpunan bagian dari konsentrasi air minum yang berbeda dan ditemukan melemah dengan penurunan konsentrasi. Untuk air minum Sebagai versus osmolalitas dikoreksi U-As IMM, Spearman ρ adalah 0, 81 ( P 10 μg / L dibandingkan dengan 0, 21 ( P = 0, 031) ketika <1μg / L. Ini ditunjukkan pada Gambar. 6.

Image

( a ) Total urin yang tidak disesuaikan. ( B ) IMM U-As Tidak Disesuaikan (disesuaikan untuk AB). ( c ) Osmolalitas menyesuaikan IM-As U-As. Garis regresi linier hanya untuk referensi. Hubungan yang buruk antara total air minum As dan total kemih yang tidak disesuaikan As terbukti ( a ) karena asupan makanan laut dan kontribusi besar AB pada hasil total urin. Ini diilustrasikan oleh garis putus-putus merah yang menunjukkan jumlah total urin yang tinggi pada paparan air minum rendah.

Gambar ukuran penuh

Tabel ukuran penuh

Image

Perbandingan antara hasil yang tidak disesuaikan ( a ), hasil yang disesuaikan kreatinin ( b ) dan hasil yang disesuaikan osmolalitas ( c ). Korelasi Spearman lebih kuat dalam hasil penyesuaian osmolalitas daripada kedua alternatif.

Gambar ukuran penuh

Image

Variabel dari Gambar. 3c diplot pada sumbu skala log untuk menunjukkan hubungan paparan-respons yang berbeda dari peserta yang terpapar dengan konsentrasi As yang berbeda dalam air minum. Koefisien korelasi Spearman (ρ) ditampilkan untuk rentang As air minum yang berbeda.

Gambar ukuran penuh

Akhirnya, 74 rumah tangga terdiri dari> 1 sukarelawan, yang semuanya termasuk dalam analisis korelasi. Karenanya, sukarelawan (pengamatan) yang berbagi rumah tangga (unit pengambilan sampel) tidak independen. Korelasi antara konsentrasi U-As IMM dari sukarelawan dari rumah tangga yang sama ( n = 74) dihitung sebagai ρ = ​​0, 59 ( P <0, 001) dan ρ = 0, 66 ( P <0, 001) untuk konsentrasi yang disesuaikan dan disesuaikan dengan osmolalitas. Ini memiliki potensi untuk mempengaruhi kekuatan korelasi dan, oleh karena itu, korelasi dihitung ulang dengan memilih secara acak satu sukarelawan per rumah tangga untuk dimasukkan. Hasil ini disajikan pada Tabel 3 dan, meskipun beberapa korelasi (terutama yang dihitung untuk air minum yang lebih rendah Sebagai kelompok konsentrasi) secara numerik berbeda, pola keseluruhan tetap sama. Selanjutnya, korelasi dihitung ulang pada osmolalitas yang disesuaikan konsentrasi U-As IMM sangat setuju di seluruh kelompok konsentrasi air minum dengan yang awalnya dihitung dengan memasukkan semua sukarelawan.

Tabel ukuran penuh

Diskusi

Penelitian ini menunjukkan bahwa paparan As anorganik dalam air minum, meskipun tidak meluas, terjadi dalam populasi penelitian Cornwall dengan 10% dari kelompok penelitian ini terpapar> 10 μg As / L dalam air minum. Meskipun bukan representasi sebenarnya dari proporsi sebenarnya dari paparan populasi, penelitian ini didasarkan pada temuan 22 dari survei pendahuluan dengan mengkonfirmasi paparan manusia dari PWS yang melebihi PCV, dengan konsentrasi As yang tinggi dalam air minum yang direfleksikan dengan pengenceran dan AB yang disesuaikan. Sebagai IMM .

Konsentrasi IMM U-As maksimum yang diukur dalam penelitian ini (124 μg / L) sebanding dengan nilai yang ditemukan di Bengal Barat 49, salah satu daerah yang paling parah terkena dampak di dunia, beberapa yang tertinggi tercatat di tempat lain di Eropa 50, dan lebih tinggi daripada apapun yang ditemukan sebelumnya di Cornwall 37, 51 . Pada tahun 1998 Kavanagh dan rekan kerja 51 melaporkan kisaran 2, 7-58, 9 μg As / g kreatinin (U-As IMM ) dalam urin yang dikumpulkan dari penduduk (8 anak laki-laki berusia 3–8; 9 orang dewasa berusia 30-43) dari Gunnislake, Cornwall, meskipun status pasokan air minum para relawan tidak dilaporkan. Ini menunjukkan bahwa populasi sampel yang lebih besar dalam penelitian ini mengungkapkan insiden paparan lebih lanjut di wilayah tersebut dan rute paparan yang sebelumnya tidak diselidiki, baik di Cornwall dan Inggris hingga saat ini.

Analisis korelasi variabel paparan dan respon menunjukkan bahwa kekuatan korelasi antara air minum dan IM-U-As berkurang dengan penurunan tingkat paparan terhadap total As dalam air minum. Variasi antara hasil U-As IMM pada sukarelawan dengan <1 μg / L dalam air minum terbukti, dengan beberapa hasil U-As urin masih lebih tinggi dari 10 μg / L. Seperti disebutkan, Cornwall adalah area dengan As lingkungan yang tinggi dan pengamatan ini menunjukkan bahwa dalam skenario konsentrasi air minum yang rendah, variabel paparan perancu seperti konsumsi tanah langsung dari konsumsi hasil bumi, konsumsi debu / inhalasi atau kontak dengan limbah tambang yang mengandung As tinggi. bisa lebih menonjol. Pentingnya rute paparan ini akan menjadi fokus penelitian lebih lanjut dengan menggabungkan analisis tanah kebun / sayuran dan debu rumah tangga.

Selain itu, dengan pengecualian AB, DMA adalah spesies dominan yang diukur dalam sampel urin. Ini tidak terduga, karena DMA adalah titik akhir utama metabolisme As pada mamalia, biasanya merupakan 60-80% spesies As kemih yang stabil, tidak termasuk AB 52 . Hasil ini memerlukan pertimbangan lebih lanjut mengingat konsentrasi air minum yang rendah dari mayoritas individu. Ini sesuai dengan penelitian Leese et al . 29 yang melaporkan konsentrasi AB yang tinggi dalam sampel urin dari populasi yang tidak terpapar, di mana DMA juga merupakan spesies dominan setelah AB. Mengingat status populasi penelitian mereka yang tidak terpapar, Leese et al . 29 menyimpulkan bahwa sumber makanan bertanggung jawab atas keberadaan DMA serta AB. Selain itu, mereka menyarankan bahwa spesies teretilasi organik dalam sampel urin tidak selalu menunjukkan paparan As anorganik. Dalam kasus individu yang tidak terpapar As dalam air minum mereka, upaya di masa depan harus dilakukan untuk memodelkan proporsi DMA yang kemungkinan berasal dari asupan makanan langsung dibandingkan yang diekskresikan sebagai produk metabolisme spesies anorganik.

Tidak ada nilai referensi yang kuat untuk U-As IMM yang berlaku untuk populasi Inggris saat ini ada dan nilai-nilai yang berlaku di tempat lain dibahas. Yang sering dikutip adalah Agency for Toxic Disease Registry (ATSDR) 100 μg / L total urin As 53 . Ini tidak dipilih untuk perbandingan dalam penelitian ini karena besarnya kontribusi AB terhadap As total urin dan kecuali jika konsumsi makanan laut dapat dikesampingkan secara kategoris maka nilai ini tidak direkomendasikan. Dari 207 sampel urin, 12 (6%) melebihi 21, 5 μg / L dari U-As IMM yang tidak disesuaikan, perkiraan konsentrasi yang disesuaikan kreatinin yang ditemukan dalam penelitian baru-baru ini 35 untuk sesuai dengan rasio bahaya kanker paru-paru (SDM) 2, 0 yang setara dengan gandakan risiko terserang penyakit. Nilai ini lebih tepat untuk perbandingan karena tidak dipengaruhi oleh AB, namun perlu dicatat bahwa karena mengacu pada kreatinin urin yang disesuaikan Sebagai hasil dari sampel hampir 4000 orang Indian Amerika, nilai ini tidak langsung berlaku untuk kelompok yang diteliti di sini. Nilai yang bisa dibilang lebih tepat adalah indeks efek biologis pekerjaan (BEI) yang disediakan oleh American Conference of Government Industrial Hygienists 54 (ACGIH) (35 μg / L dari U-As IMM yang tidak disesuaikan), yang melebihi 8 (4%) sampel. Sementara mengakui bahwa ini diturunkan untuk digunakan dengan paparan pekerjaan, BEI dipilih sebagai nilai perbandingan yang diberikan kepada sukarelawan untuk memberi makan kembali hasil asin individual mereka (U-As IMM yang disesuaikan).

Untuk menilai besarnya paparan, penting untuk mempertimbangkan bagaimana sampel dalam penelitian ini berkaitan dengan populasi yang mendasari pengguna PWS di Cornwall dan di tempat lain di Inggris. Seperti ditunjukkan pada Gambar. 2a, sampel sukarelawan yang diperoleh dalam penelitian ini bias dan tidak mungkin untuk mencerminkan proporsi sebenarnya dari paparan pada populasi yang mendasarinya. Selain itu, PWS bantalan tinggi sebagai sampel berlebihan untuk memastikan bahwa serangkaian skenario paparan ditangkap untuk memodelkan respons biomarker. Oleh karena itu, proporsi air minum yang melebihi PCV dalam penelitian ini lebih tinggi dari yang diamati pada populasi pengguna PWS yang lebih luas (12% dalam studi biomonitoring saat ini dibandingkan 5% dalam survei PWS 2011-2013). Hubungan antara sampel saat ini dan populasi yang mendasarinya adalah masalah untuk penyelidikan lebih lanjut.

Urinary As biomonitoring berguna dalam menilai paparan terbaru 25, dan oleh karena itu hasilnya menawarkan snapshot dari jendela paparan yang relatif sempit, terutama mengingat bahwa sampel FMV / spot diambil sebagai kebalikan dari koleksi 24 jam, sehingga tidak mungkin untuk menilai sehari-hari variasi dalam pola ekskresi individu. Paparan kronis terhadap As tidak bisa sepenuhnya dinilai dengan kejadian paparan saja, penilaian umur panjang juga diperlukan. Analisis biomarker alternatif seperti rambut dan kuku sedang berlangsung dan dapat memberikan bukti paparan jangka panjang, seperti halnya analisis stabilitas temporal As dalam sampel air minum.

Sebagai kesimpulan, telah ditunjukkan bahwa, setelah penyesuaian yang diperlukan konsentrasi As urin untuk asupan AB dan keseimbangan cairan urin, korelasi positif yang kuat diamati antara konsentrasi As dalam air minum PWS dan urin Sebagai ekskresi-indikatif paparan manusia yang berkelanjutan terhadap anorganik. Seperti di PWS air minum di Cornwall. Mengingat perbandingan dengan nilai-nilai pedoman yang ada untuk populasi lain, hasil penelitian ini menjadi perhatian, meskipun untuk sebagian kecil kasus. Upaya harus dilakukan untuk meningkatkan kesadaran masyarakat luas tentang potensi bahaya yang terkait dengan penggunaan PWS dan, jika analit melebihi PCV, rekomendasi untuk pengobatan harus dibuat mengingat telah ditunjukkan bahwa instalasi sistem perawatan yang tepat efektif dalam mengurangi paparan ke As dan elemen lainnya. Pekerjaan ini telah mengangkat poin untuk penyelidikan lebih lanjut yang harus mencakup: apakah paparan kronis / jangka panjang terbukti; pentingnya rute paparan tambahan; penyempurnaan lebih lanjut dari teknik biomonitoring As untuk memperhitungkan sumber makanan dari spesies As organik selain AB; identifikasi kelompok populasi tertentu yang berisiko. Kelompok-kelompok tersebut dapat didikte secara geografis atau sebagai akibat dari kerentanan individu atau faktor risiko perilaku. 'Titik api' khusus dengan paparan tinggi memerlukan identifikasi menggunakan metode spasial / geostatistik dan analisis kuesioner yang sedang berlangsung. Akhirnya, implikasi kesehatan dari penggunaan PWS di Inggris memerlukan penyelidikan lebih lanjut dengan analisis terperinci dari distribusi pasokan, pola konsumsi, pemodelan risiko geokimia dalam hubungannya dengan dataset pengawasan kesehatan.

Metode

Persetujuan dan persetujuan etis

Sesuai dengan pedoman yang disetujui, informed consent tertulis diperoleh dari semua sukarelawan dan hanya mereka yang mampu menyediakannya dimasukkan dalam penelitian ini. Selain itu, semua metode diikuti sesuai dengan pedoman yang disetujui. Persetujuan etis untuk penelitian ini disediakan oleh Komite Etika Penelitian Universitas Manchester (Ref 13068) dan Komite Etika Penelitian Nasional (NRES) Otoritas Penelitian Kesehatan NHS (Ref 13 / EE / 0234).

Strategi pengambilan sampel dan metode rekrutmen

Kerangka sampling terdiri dari sukarelawan yang sebelumnya terlibat dalam survei PWS 2011-2013 yang dilakukan oleh BGS atas nama mantan Badan Perlindungan Kesehatan (HPA), sekarang bagian dari Public Health England (PHE). Rumah tangga dengan PWS di mana relawan tinggal membentuk unit sampling. Unit pengamatan terdiri dari sukarelawan individu yang memenuhi kriteria inklusi berikut: ≥18 tahun; tidak menderita kondisi kesehatan yang dapat mencegah mereka berpartisipasi dalam penelitian; belum diidentifikasi dari fase sebelumnya sebagai tidak mau / tidak dapat berpartisipasi lebih lanjut; memberikan persetujuan berdasarkan informasi. Calon sukarelawan dihubungi melalui informasi / surat undangan sebelum menerima panggilan telepon. Semua orang dengan> 1 As μg / L ditemukan dalam air minum mereka dalam survei sebelumnya dihubungi untuk memasukkan sebanyak mungkin dalam penelitian ini. Angka-angka kemudian dibuat dengan rumah tangga dalam kategori <1 As μg / L. Pendekatan ini dirancang untuk memaksimalkan kisaran paparan yang diamati dalam kelompok studi.

Pengumpulan sampel dan pra-perawatan

Kunjungan rumah tangga dilakukan kepada sukarelawan oleh tim sampel. Sampel urine dan titik penggunaan air minum dikumpulkan dan kuesioner penilaian paparan diberikan kepada sukarelawan yang menggunakan Microsoft Access 2007 pada perangkat laptop / tablet untuk memastikan apakah relawan menggunakan PWS mereka untuk minum.

Sampel air minum dikumpulkan dengan menjalankan keran yang paling sering digunakan untuk minum selama minimal 3 menit untuk membersihkan setiap genangan air dari pipa sebelum mengumpulkan air dalam pra-dibilas (dengan air yang diambil sampelnya) wadah LDPE (Nalgene, USA) . Sampel disimpan dalam kotak pendingin selama transit. Sampel diasamkan dengan 1% v / v HNO 3 saat kembali ke laboratorium lapangan, dan kemudian dengan tambahan 0, 5% v / v HCl saat kembali ke Fasilitas Geokimia Anorganik di British Geological Survey.

Untuk pengumpulan urin, sukarelawan diminta untuk tidak makan makanan laut selama minimal 4 hari sebelum memberikan sampel. Wadah HDPE (60 mL) (Nalgene, AS) dikirimkan terlebih dahulu kepada sukarelawan yang diminta untuk memberikan sampel urin mid-stream FMV pada hari kunjungan mereka dan menyimpannya di lemari es sampai dikumpulkan oleh tim sampel. Jika instruksi tidak diikuti ( n = 30), sampel urin spot dikumpulkan pada saat kunjungan jika memungkinkan. Sampel disimpan dalam kotak pendingin selama transit dan, saat kembali ke laboratorium lapangan, disaring melalui 0, 45 μm Acringisc ® jarum suntik filter (PALL Life Sciences, USA) ke dalam 30 mL wadah HDPE (Nalgene, AS) dan kemudian dibekukan pada suhu °30 ° C sampai analisis.

Reagen dan standar

Solusi berair yang digunakan sepanjang penelitian disiapkan menggunakan air deionised 18, 2 MΩ (Millipore, Inggris). Asam nitrat (HNO 3 ) dan hidroklorik (HCl) adalah tingkat kemurnian super Romil-SpA ™ (Romil, Inggris). Larutan Ammonium nitrat (NH 4 NO 3 ) dibuat dari stok padat kemurnian BioXtra ≥99, 5% (Sigma-Aldrich, USA) dan pH yang disesuaikan menggunakan larutan Aristar ® grade 25% ammonia (NH 3 ) (BDH, UK). Standar kalibrasi arsenik disiapkan dari stok multi-elemen internal di mana kontribusi As berasal dari larutan stok mono-elemen kelas 1000 mg / L PrimAg ® (Romil, Inggris). Standar QC arsenik (5 μg / L) dibuat dari larutan stok multi-elemen dari berbagai konsentrasi dengan As pada 20 mg / L (Ultra Scientific, USA). Sebuah standar internal Tellurium (Te) ICP-MS dibuat dari larutan stok PlasmaCAL 10.000 mg / L (SCP Science, Kanada). Standar berikut ini digunakan untuk kalibrasi spesies As individu sebagai berikut: As III : 1000 As mg / L larutan stok arsenik trioksida (As 2 O 3 ) (Inorganic Ventures, USA); As v : 1000 As larutan stok mg / L arsenik (V) oksida hidrat (As 2 O 5 · xH 2 O) (Inorganic Ventures, USA); MA: 50 As mg / L larutan stok in-house asam monomethylarsonic ((CH 3 AsO (OH) 2 ) dibuat dari padatan (Sigma-Aldrich, USA); DMA: 50 As mg / L solusi stok in-house dari dimethylarsinic asam ((CH 3 ) 2 AsO (OH)) dibuat dari padatan (Greyhound Chromatography, UK); AB: 1031 As mg / L BCR-626 larutan standar arsenobetaine ((CH 3 ) 3 As + CH 2 COO - ) ( LGC, Inggris).

Penentuan arsenik total oleh ICP-MS

Sampel urin dicairkan pada suhu kamar dan didinginkan pada suhu 4 ° C sebelum dianalisis. Karena matriks urin yang tinggi, sampel (1 mL) diencerkan x10 dengan 1% v / v HNO 3 dan 0, 5% v / v HCl untuk mengurangi efek konsentrasi tinggi natrium (Na) pada stabilitas sinyal. Sampel air minum PWS yang diasamkan didinginkan pada suhu 4 ° C sebelum dianalisis dan dianalisis dengan rapi. Konsentrasi Total As dalam sampel air dan urin ditentukan dengan menggunakan spektrometri massa plasma berpasangan induktif (ICP-MS). Instrumen ICP-MS Agilent 7500 Series (Agilent Technologies, USA) digunakan dalam kondisi operasi yang dijelaskan oleh Watts et al . 56 . Instrumen ini dilengkapi dengan Microebist low-flow nebulizer (Glass Expansion, Australia) dan pengenalan sampel dipercepat menggunakan sistem pengenalan sampel cepat ASXpress (Teledyne CETAC Technologies, USA). Kalibrasi tiga titik digunakan dengan konsentrasi As pada 1, 10 dan 100 μg / L. Arsenik terdeteksi dalam mode sel tabrakan helium (He) untuk mengurangi massa potensial 75 gangguan poliatomik seperti argon klorida ( 40 Ar 35 Cl + ). Standar internal Te diperkenalkan secara simultan melalui potongan-T dan respons sinyal Te yang digunakan agar sesuai dengan data urinary As. Batas deteksi (LOD) dihitung sebagai 3σ dari run kosong analitik dan 0, 02 dan 0, 2 As μg / L masing-masing untuk air minum dan sampel urin.

Spesiasi arsenik oleh HPLC-ICP-MS

Urine samples (150 μL) were diluted × 10 with deionised water and As speciation was measured using high performance liquid chromatography coupled to ICP-MS (HPLC-ICP-MS) using the method described by Button et al . 57 . In summary, a GP50 gradient pump and an AS auto-sampler (Dionex, USA) were coupled to the ICP-MS instrument with PEEK tubing. Chromatography was performed with a PRP-X100 anion exchange column and a PRP-X100 guard column (Hamilton, USA) using gradient elution with the mobile phase (pH 8.65, 1 mL/min) alternating between 4 and 60 mM NH 4 NO 3 . A 3-point calibration was used with 1, 10 and 50 As μg/L solutions of As III and a mixed solution of 1, 10 and 50 As μg/L As V, MA, DMA and AB. Figure 7 shows a standard chromatogram obtained for calibration solutions. The LODs for this method (3σ of blank values) are reported by Watts et al . 58 : 0.8; 1.5; 0.7; 0.3; 1.3 As μg/L for As III, As V, MA, DMA and AB respectively. It is noted that this method cannot distinguish the trivalent and pentavalent forms of both MA and DMA which vary in genotoxicity 59 .

Image

Chromatograms obtained for standard calibration solutions at 1, 10 and 50 μg/ L. Calibration of arsenate (As V ), methylarsonate (MA), dimethylarsinate (DMA) and arsenobetaine (AB) was performed with mixed solutions of arsenic (V) oxide hydrate (As 2 O 5 ·xH 2 O), monomethylarsonic acid ((CH 3 AsO(OH) 2 ), dimethylarsinic acid ((CH 3 ) 2 AsO(OH)) and arsenobetaine ((CH 3 ) 3 As + CH 2 COO-) respectively. Calibration of arsenite (As III ) has been plotted simultaneously and was achieved with separate solutions of arsenic trioxide (As 2 O 3 ).

Gambar ukuran penuh

Urinary dilution measurement and adjustment factor

Urinary osmolality was measured using an Osmomat 030 cryoscopic osmometer (Gonotec, Germany). The osmolality of the urine samples was determined by comparative measurement of their freezing point with that of pure water. The normalisation procedure applied was adapted from that used for creatinine and SG in a recent study on the normalization of urinary drug concentrations 60, and based on the Levine-Fahy equation 61 as follows:

Image

Quality control (QC)

Field duplicates for drinking water (5% of samples) and urine (4% of samples) were collected with the following mean percentage differences (where analytes >LOD): drinking water total As: 7% ( n = 6), urinary total As: 10% ( n = 9), AB: 6% ( n = 6) and MA: 13% ( n = 2). Inter-run duplicates were analysed for urinary total As and AB to assess method reproducibility (total As mean percentage difference: 3% ( n = 6), AB: 8% ( n = 12). To assess signal stability and the possibility of drift resulting from high urinary matrices, intra-run duplicates were analysed for urinary total As and speciation (species >LOD) (total As mean percentage difference: 8% ( n = 5), AB: 2% ( n = 5), MA: 2% ( n = 1), DMA: 5% ( n = 6). Certified reference materials (CRM) were analysed with drinking water and urine samples: NIST SRM 1643e Trace Elements in Water (National Institute of Standards and Technology, USA) (certified value: 58.98 ± 0.70 As μg/L, recovery: 100% ( n = 4), precision: 3%) and NIES No.18 Human Urine (National Institute for Environmental Studies, Japan) (total As certified value: 137 ± 11 As μg/L, recovery: 99% ( n = 14), precision: 5%, AB certified value: 69 ± 12 As μg/L, recovery: 92% ( n = 18), precision: 5%, DMA certified value: 36 ± 9 As μg/L, recovery: 115% ( n = 18), precision: 12%). Independent matrix matched QC standards (total As: 5 μg/L) were also analysed with urine samples (recovery: 94% ( n = 16), precision: 8%). Background contamination was monitored using run blanks for urine and drinking water analyses, reagent (acid) blanks for drinking water analysis and filter blanks for urine analysis. Duplicate measurements were made on 12% ( n = 25) of urine samples for osmolality with a mean percentage difference of 1%.

Analisis statistik

Statistical analysis (including the production of exploratory plots) was performed using R version 3.0.0 (base package) 62 . Welch's independent two sample t-test was used to assess the difference between results of spot and FMV urine collections. A Shapiro-Wilk test was used to determine the normality of exposure and outcome variables before and after applying log transformation. Correlation tests were performed using Spearman's rank correlation coefficient accompanied by a significance test to exclude the possibility of the observed correlations resulting from random sampling. Descriptive statistics, with the exception of the geometric mean, were obtained using the 'psych' package 63 . In the case of speciation data, where manual peak integration resulted in samples with zero or negative values for particular species (As III and As V ), left censoring was required to enable data for log transformation and the calculation of geometric means. Nilai-nilai

Mapping

All maps displayed as figures in this manuscript were compiled using ESRI ArcGIS Desktop version 10.1. (ArcMap) Environmental Systems Research Institute. Redlands, CA.

Dissemination of results to households

A letter containing individual result data was fed back to households. Where a PCV exceedance was highlighted, specific advice was provided to participants on any potential health risks and suggested corrective actions were given. All participants were provided with appropriate contact details for any follow-up enquiries.

The letter and guidance were developed by PHE along with BGS and the Local Authority. The letter was sent from the Local Authority, as the regulator for PWS in England.

informasi tambahan

How to cite this article : Middleton, DRS et al . Urinary arsenic profiles reveal substantial exposures to inorganic arsenic from private drinking water supplies in Cornwall, UK. Sci. Rep . 6, 25656; doi: 10.1038/srep25656 (2016).

Informasi tambahan

File PDF

  1. 1.

    Informasi tambahan

Komentar

Dengan mengirimkan komentar Anda setuju untuk mematuhi Ketentuan dan Pedoman Komunitas kami. Jika Anda menemukan sesuatu yang kasar atau yang tidak mematuhi persyaratan atau pedoman kami, harap tandai sebagai tidak pantas.