氚是氢的放射性同位素，经β衰变为稳定元素氦。氚β射线的平均能量为5.7 keV，最大能量18.6 keV，在空气中的最大射程为5 mm，在水中约为0.56 μm^[1]，远小于细胞的平均直径(10~20 μm)，因此不会对机体产生外照射，其生物学效应主要是进入机体后的内照射所致。环境和食物中含有天然氚，以氚气(HT)、氚水(HTO)和有机结合氚(OBT)3种化学态存在, 它们通过吸入、皮肤渗入或食入进入机体。此外，核电站、核爆炸和核反应堆运行也会释放大量的氚到环境中，远远大于天然氚，在自然界生态链中如水生食物链间转移^[2-6]。

1 环境氚的排放

M.P. Little于2008年1月在Radiation and Environmental Biophysics杂志发表综述，汇总了各国的氚排放情况^[7]。比如在英国，向环境中排放氚最多的是位于Sellafield的核燃料后处理厂，2005年大约排放了1 600 TBq的液体和90 TBq的气体^[8]。同年，英国核电站排放了大约2 300 TBq的氚(99%是液体氚)，而位于Chapelcross的氚生产厂大约排放了300 TBq的氚(几乎全是气体)，Cardiff的GE医疗保健工厂排放了大约330 TBq的氚(90%是气体)。Cardiff的液体排放物，因其含有多种用于药品生产和生命科学研究的氚标记有机化合物而备受瞩目。此外，从法国La Hague的核燃料后处理厂进入英吉利海峡的氚排放与英国所受的暴露有关联，2003年，La Hague排放量约为12 000 TBq^[9]。其他的一些国家也发生过类似的排放事件，比如，法国Marcoule和美国South Carolina的Savannah River流域，20世纪60年代早期大气氚排放量最高可达8 440 TBq，20世纪70年代早期液体氚排放量最高可达930 TBq^[7]。2005年加拿大Ontario Power Generation排放了大约1 200 TBq的氚水和800 Bq的氚蒸汽。

排放到环境中的氚可与氢交换，随氢的循环在不同环境介质和生物体内迁移转化^[10]。RIFE 11报告中给出了2005年英国食品行业中氚含量的测量结果^[8]，许多地区的氚浓度低于5 Bq/kg或根本未检出，但来自Cardiff地区的海鱼和贝壳类动物测量值要略高一些，范围在1~11 kBq/kg之间，且多为有机结合形态。2005年来自Sellafield邻近爱尔兰海的鱼和贝壳类样品中检出浓度高达200 Bq/kg，几乎全部是有机结合形态。

随着核能事业的不断发展, 核反应堆的建立日益增多, 氚向环境中排放量将不断增加。特别是随着国内外可控热核聚变研究的大力发展，可控热核聚变反应装置在不远的将来投入商业化运营也是指日可待^[11]。而聚变堆产氚量约为现在核电站使用的裂变堆的10⁴数量级倍，因此即使只有一部分释放到环境中，氚的排放量也将成百倍地增加。所以，氚对人类健康的影响应持续关注。

2 氚水的生物学效应研究

早在70到90年代，国内外学者都已对氚的有关生物学效应进行了一系列的研究^[12-15]，研究表明，低水平慢性摄入氚水(HTO)可导致白血病和其他恶性肿瘤；HTO多代照射可导致小鼠特定癌的数量增加, 氚剂量率与白血病发生率有密切关系；用HTO和³H-TdR给小鼠注射, 可观察到小鼠精原细胞的恢复易位率和睾丸质量指数随剂量而变化；低剂量氚水宫内照射可使仔鼠体重、张耳和出牙等发育指标及翻正反射、向亲性行为和视觉定位等反射行为和感觉功能指标受到不同程度的影响。这些结果从各个不同的角度和层面描述了氚的内照射损伤效应，为后续研究积累了宝贵的经验。还有学者开展了氚水暴露后氧化应激研究及拓展了氚水对不同生物如贝壳类生物的基因损伤研究^[16-17]，为氚的毒性作用机理研究提供了不同的视角。

最近十余年来，对氚水毒性的研究不多，但研究者们从不同的角度深入探讨了氚水的毒性机制。Flegal等人观察了小鼠暴露于氚饮用水(HTO)的生物学改变，饮用10 kBq/L、1 MBq/L和20 MBq/L浓度的氚水一个月，结果发现这种处理方式并不会引起脾细胞凋亡率显著增加；其团队又检测了低浓度氚暴露后脾放射敏感性的改变情况，发现脾在体外2 Gy伽玛射线照射后1 h和24 h的凋亡反应没有改变^[18]。数据表明, 低浓度的HTO给小鼠作为饮用水时不会在脾中诱导产生细胞毒性作用, 也不会改变脾细胞对随后γ射线照射的敏感性，表明氚水照射可能缺乏适应性反应。Réty C等人检测了衣藻氚水暴露后的氧化应激和细胞生长情况，发现当HTO暴露量为59 MBq/mL时，海藻的最大细胞密度减少了23%，但暴露于0.9 MBq/mL时，最大细胞密度明显增强，增加了15%^[19]。ROS的检测结果表明，暴露于HTO (0.04，0.16和2.8 MBq/mL)诱导了早期剂量依赖性的ROS峰值的产生，然后缓慢下降，60分钟后稳定。此外, 还检测了HTO的存在对其它污染物的可能影响，观察到了铜和HTO对ROS产生的协同作用(>4倍)，可见HTO是其它污染物氧化应激损伤的增敏剂。Dallas LJ等人首次探讨了温度对生态相关的海洋无脊椎动物贻贝辐射遗传毒性的影响，在不同时间点(1 h，12 h，3 d和7 d)、15或25℃水温条件下，检测海洋贻贝氚水暴露后(15 MBq/L)关键基因的转录表达水平，发现氚水诱发了明显的DNA链断裂(comet实验)。在15℃水温条件下，DNA损伤仅在7d后显著升高；但25℃水温条件下，氚水暴露后3 d就观察到了DNA损伤显著升高的现象^[20]。有趣的是，涉及到蛋白质折叠, DNA双链断裂修复和细胞周期检查点控制的基因，在15℃水温条件下氚水暴露后3d显著上调；但同一暴露发生在25℃水温条件下时，表达则显著下调。这些研究提示，氚水的毒性效应机制还需深入挖掘，生态毒理学研究亟待加强。

近十年来，崔等人所在团队也开展了氚水毒理学研究，从表观遗传学角度筛选了小鼠氚水染毒后差异表达的miRNAs，阐明了氚水损伤的表观遗传学分子机理^[21]。然后对筛选出的差异表达miRNA miR-34a-5p进行了深入研究，发现miR-34a-5p通过调节基因c-Myc以及STAG-2的表达参与HTO引起的血管内皮细胞损伤及修复过程^[22]。为了防护氚水内污染，开发了一种中药组合物茶黄精，该组合物不仅利尿和促进氚水排除，还能清除体内自由基，从而防护氚水损伤(ZL 2014 1 0348501.9)。

3 氚水的RBE值探讨

RBE的值不仅取决于辐射类型，也与生物学终点、生物系统、实验条件(剂量和剂量率)有关。对氚水生物学效应的研究和评价时，必然关注氚水RBE值的探讨。M.P. Little于2008年1月分别在Radiation and Environmental Biophysics杂志和Journal of Radiological Protection杂志发表两篇综述，从RBE的实验研究和氚的流行病学研究两方面对已有的氚研究报道进行了详细总结，氚以γ射线为参照时RBE值为2.19(95%CI 2.04，2.33)，以X射线为参照时RBE值为1.17(95%CI 0.96，1.39)^{[7, 23]}。

2018年1月IJRB一篇最新报道中，改进了氚水吸收剂量的精确估算方法，以克隆细胞存活试验为生物学观察指标，结果显示：改进后的COOLER (COmputation Of Local Electron Release)估算程序可以用于估算高剂量率(high dose rates，HDR)HTO暴露时细胞几何形态和氚的全β衰变谱对S-values的影响；对于贴壁细胞，HTO暴露细胞的存活曲线与急性γ射线照射相比较时，RBE值为1.6；若不考虑细胞的几何形态，与相似的剂量率比较，则RBE值是2.0^[24]。

这些研究结果提醒我们，还应对氚水的生物学效应开展深入而广泛的研究，为环境生态和人类健康保驾护航。

4 展望

未来聚变反应堆运行时，职业暴露和环境暴露的水平仍不能预测。但可以肯定的是，氚的暴露，在可预见的未来，在某种程度上仍将是工业社会一个不可回避的事实，所以氚水引起的健康问题和环境生态影响仍将是一个关注焦点。

M.P. Little于2007年8月25号在Medline数据库中，使用关键词“tritium+risks”搜索流行病学文献，只纳入经过同行评审，能对患病率和死亡率做出可靠结论的英文文章，而不考虑摘要和快报，一共收录了212篇参考文献。结果发现，总的来说，获得的流行病学资料并未提供充分的信息估计氚暴露的风险，只有很少一部分研究有氚暴露的直接证据，还有一部分研究仅是将健康效应与氚暴露联系起来。Beral等人的研究，由于是评估了健康效应与氚的剂量联合其他暴露剂量之间的关系，所以很难评估风险中与氚特异性相关的程度^[25-29]。仅有McLaughlin等人的研究，提供了一定的信息可用于直接推断孕前父亲氚暴露史与白血病发病风险之间的联系，但是病例组和对照组的数量太少，结果没有说服力^[30]。国内一项低剂量电离辐射Meta分析结果表明^[31]，尽管核工厂职业人群中存在“健康工人效应”，但会随着随访时间延长而减弱，在开展辐射损伤效应研究中不应忽视该因素影响。因此，仍需深入开展氚水的毒性效应机制和生态毒理学研究，并积累氚水特异性暴露的流行病学数据，从而对氚水的放射毒性做出客观的评价。