基于生物可給性分析工業場地土壤重金屬污染的人體健康風險

陳奕

1. 上海城投上境生態修復科技有限公司，上海 200232 2. 上海污染場地修復工程技術研究中心，上海 200232

由于我國早期工業生產過程中的環保措施不完善，導致工業區域的土壤普遍受到重金屬污染。目前，土壤重金屬污染已成為我國污染面積最廣、危害最大的環境問題之一[1]。但為了滿足城市建設用地需求，很多被污染的土地轉為商業或居住用地[2]。土地再利用過程中，對土壤重金屬污染進行人體健康風險評估十分必要，也是管理部門制訂相應的風險管控方案的基礎。

重金屬具有很強的毒性和生物累積效應，容易對人體健康造成危害，引發疾病和多種健康風險[3]。土壤中重金屬元素進入人體的途徑包括食物鏈、無意經口攝入、呼吸和皮膚接觸等[4]。其中，無意經口攝入為人體重金屬攝入的主要途徑[5]。在目前的健康風險評估體系的假設中，經口攝入的土壤重金屬元素常被認為能完全進入人體并被吸收。在計算暴露劑量時常以進入人體的重金屬元素總量作為基準來評價其危害指數。實際上，土壤中重金屬元素經口攝入后不能完全被人體胃液及腸液吸收[6-7]，其對人體健康的負面影響很可能會被高估。因此，以土壤中重金屬總量進行人體健康風險評估的結果過于保守，容易造成污染場地的過度修復。重金屬生物可給性(bioaccessibility)是指在模擬的人工腸胃系統中，重金屬元素直接進入人體的消化系統并被人體胃腸道溶解出的比例[8]。重金屬生物可給性含量則能更準確評估污染場地土壤的人體健康風險。

近年來，歐美國家已經開展了重金屬生物可給性的體外消化實驗，并將實驗結果應用于污染場地風險評估。美國環境保護局(US EPA)在2007年頒布了場地風險評估過程中測試污染物的生物可給性的技術導則[9]。英國環境污染評估與修復合作研究中心在2009年頒布了關于污染物生物可給性的技術報告[10]。利用生物可給性評價土壤重金屬對人體的健康風險逐步成為人體健康風險評估的重要方法之一[11-12]。研究土壤中重金屬生物可給性的常用方法有體內試驗(invivo)和體外試驗(invitro)。由于體外試驗方法具有設計試驗簡單快速、費用低、可控性強和分析結果較準確等優點，正逐步成為研究重金屬生物可給性的重要方法[13]。

我國陸續開發了許多工業園區，其土壤普遍存在重金屬污染物，并呈現多種重金屬污染共存的特征，而其人體健康風險評價尚缺乏有效的方法。本研究以蘇州某工業園區為例，選取體外胃腸法(IVG)分析了污染場地土壤重金屬元素Cu、As、Sb和Ni的生物可給性，探究了土壤理化性質對重金屬元素生物可給性的影響，并分析其相關性。同時，利用基于生物可給性的人體健康風險評價模型，評估了污染場地中經口攝入的土壤重金屬對暴露人群造成的健康風險，以期為今后土壤重金屬生物可給性在污染場地修復中的應用提供案例支持。

1 材料與方法(Materials and methods)

1.1 供試土壤

本研究采集的土壤來自某工業園區廢棄地塊，將該地塊等面積劃分出3個采樣區(A區、B區和C區)，運用棋盤式布點法，在每個采樣區布設10個采樣點，共設置30個采樣點，分布如圖1所示。在各采樣點采集0～20 cm表層土壤樣品。分別為A1～10、B1～10和C1～10，共30個土壤樣品。A1～10、B1～10和C1～10分別均勻混合，用四分法隨機取2 kg土壤，裝入聚乙烯樣品袋，多余部分棄去，分別為A區、B區和C區土樣，去除石粒、植物殘體等雜質后自然風干，使用木制工具研磨，過250 μm(60目)尼龍篩后保存待測。

圖1 采樣點分布示意圖Fig. 1 The sketch map of soil sampling sites

1.2 土壤理化性質

土壤樣品基本理化性質參照《土壤農業化學分析方法》進行分析測定[14]。每個區域采集的土壤做3個平行樣，分別為A區(A1、A2和A3)、B區(B1、B2和B3)和C區(C1、C2和C3)，土壤pH值采用水提法(土水質量比為1∶2.5)[14]，土壤有機質含量采用外加熱-重鉻酸鉀法[15]，采用粒徑分析儀(MALVERN Mastersizer 2000，英國)進行土壤粘粒分析[16]。土壤樣品經100目篩篩分處理后，采用ICP-MS元素分析儀(7500cx，Agilent，美國)檢測土壤重金屬濃度。測定土壤重金屬總量時進行質量控制，每個土樣做3個平行試驗，每批樣設2個試劑空白，所得試驗數據均用空白值進行校正。

1.3 In vitro實驗

本研究使用的invitro實驗方法主要是體外胃腸法(IVG)，連續模擬人體的胃和小腸階段。

1.3.1 模擬胃階段

配制模擬胃液，準確稱取8.770 g NaCl和10 g胃蛋白酶，加入去離子水稀釋定容至1 000 mL，充分搖勻使其完全溶解。準確稱取(1.000±0.001) g土壤樣品于250 mL錐形瓶中，加入150 mL胃模擬液和50 g生面團，搖勻后在溫度為37 ℃、轉速為100 r·min-1的搖床中震蕩，并持續通入1 L·min-1氬氣。10 min后檢查pH值是否為1.800±0.100，若偏離，則用體積分數為10%的HCl或飽和NaHCO3調節。隨后每15 min檢查一次，使pH穩定在1.800±0.100。1 h后，將反應液轉移至離心管中，以10 000 r·min-1離心10 min，使用0.450 μm醋酸纖維膜過濾，取50 mL過濾后的反應液，加入1～2滴1 mol·L-1硝酸溶液，1～4 ℃保存待測。反應液中重金屬濃度以c表示。

1.3.2 模擬小腸階段

胃階段消化結束后，用飽和NaHCO3將反應液pH值調至5.5，加入0.360 g膽汁鹽和0.036 g胰蛋白酶，搖勻后在37 ℃、轉速為100 r·min-1的搖床中震蕩，并持續通入1 L·min-1氬氣。10 min后檢查pH值是否為5.500±0.100，若偏離，用體積分數為10%的HCl或飽和NaHCO3調節。隨后每15 min檢查一次，使之穩定在5.500±0.100。1 h后，將反應液轉移至離心管中，10 000 r·min-1離心10 min，使用0.450 μm醋酸纖維膜過濾，取50 mL過濾后的反應液，加入1～2滴1 mol·L-1硝酸溶液，4 ℃保存待測。反應液中重金屬濃度也以c表示。

1.4 生物可給性計算

1.4.1 溶解態量

在體外胃腸法實驗中的胃階段和小腸階段，從單位質量土壤中溶出重金屬的含量，稱為土壤重金屬的溶解態含量，由下式計算：

Ds=(c×V)/Ms

式中：Ds為土壤重金屬元素在胃、小腸階段的溶解態含量(mg·kg-1)；c為胃、小腸階段反應液中重金屬元素含量(mg·L-1)；V為胃、小腸階段反應液的體積(L)；Ms為反應器中土壤的質量(g)。

1.4.2 生物可給性

BA(%)=Ds/Ts×100%

式中：BA為重金屬元素在胃、小腸階段的的生物可給性(%)；Ds為土壤重金屬元素在胃、小腸階段的溶解態含量(mg·kg-1)；Ts為土壤樣品中重金屬元素的含量(mg·kg-1)。

1.5 健康風險評價

采用土壤中單一污染物危害商模型評價工業園區土壤重金屬元素經口攝入后對人體產生的健康危害。由于采樣區域為非敏感用地，因此，只考慮土壤重金屬對成人暴露的健康風險。依據《污染場地風險評估技術導則》(HJ 25.3—2014)[17]計算危害商指數HQois，采用重金屬總量及生物可給性為參數，對風險結果進行修正。其中，單一污染物的可接受危害商為1。經口攝入土壤途徑的危害商指數HQois采用下式計算：

式中：HQois為經口攝入土壤途徑的危害商(無量綱)；SAF為暴露于土壤的參考劑量分配系數(無量綱)；QISERnc為經口攝入土壤暴露量(非致癌效應)(kg(土壤)·kg-1(體重)·d-1)；csur為表層土壤中污染物濃度(mg·kg-1)；必須根據場地調查獲得以上參數值；RfDo為經口攝入參考劑量(mg(污染物)·kg-1(體重)·d-1)。

1.6 數據分析方法

采用Microsoft Office Excel 2010及SPSS21(IBM)對數據進行統計分析；采用GraphPad Prizm進行圖形制作。

2 結果(Results)

2.1 土壤理化性質

采樣區域土壤基本理化性質如表1所示，該污染場地pH為9.812±0.724，屬于堿性土壤。有機質分布不均勻，為(84.324±82.745) g·kg-1，粘粒為17.314%±4.831%，屬于粉(砂)壤土質地。區域土壤重金屬污染分布有顯著差異性，A區Cu含量較高，為(5 682.845±598.338) mg·kg-1，As含量較低，為(5.943±0.194) mg·kg-1。B區As含量較高，為(10.284±0.752) mg·kg-1。C區Cu含量較低，為(264.087±21.793) mg·kg-1，Sb含量較高，為(22.327±4.409) mg·kg-1，Ni全區分布較均勻，為(32.958±5.537) mg·kg-1。

表1 土壤基本理化性質及重金屬元素含量Table 1 Basic characteristics of the soils and contents of heavy metals

2.2 胃腸階段重金屬的溶解態含量

各區域胃腸階段土壤中重金屬元素溶解態含量平均值如表2所示。不同區域土壤中Cu、As、Sb和Ni的溶解態含量有較大差異。胃階段土壤中Cu、As、Sb和Ni的溶解態含量范圍分別為100.669～2 657.269、2.419～4.331、0.788～3.525和10.575～14.100 mg·kg-1，小腸階段土壤中Cu、As、Sb和Ni的溶解態含量范圍分別為41.047～2 333.453、1.766～3.359、0.250～1.156和8.375～10.969 mg·kg-1。從胃階段到小腸階段，各重金屬元素的溶解態含量均有所降低。

2.3 胃腸階段土壤中重金屬的生物可給性及其關聯因素

胃腸階段土壤中重金屬元素的生物可給性如圖2所示。在胃腸階段，土壤中Cu、As、Sb和Ni的生物可給性有較大差異。胃階段土壤中Cu、As、Sb和Ni的生物可給性范圍分別為2.145%～50.231%、27.571%～44.400%、11.241%～20.261%和27.414%～46.555%。小腸階段土壤中Cu、As、Sb和Ni的生物可給性范圍分別為16.986%～46.658%、20.726%～34.437%、3.984%～7.433%和20.968%～39.502%。從胃階段到小腸階段，土壤中Cu的生物可給性降低了0.403%～24.672%，As的

表2 胃腸階段重金屬的平均溶解態含量Table 2 The average dissolved content of heavy metals in the gastric and small intestinal phase

圖2 土壤中重金屬在胃、小腸階段的生物可給性注：A、B、C和D分別表示A區、B區、C區和全區。Fig. 2 Bioaccessibility of soil heavy metals in the gastric and small intestine phaseNote: A, B, C and D represent area A, B, C, and the whole region, respectively.

生物可給性降低了5.748%～11.661%，Sb的生物可給性降低了6.887%～14.333%，Ni的生物可給性降低了3.299%～12.747%。土壤中Cu在胃階段和小腸階段的平均生物可給性均最高，分別為41.550%和31.856%，Sb在胃階段和小腸階段的平均生物可給性均最低，分別為15.444%和5.564%。

對土壤樣品的基本理化性質、土壤中重金屬元素含量、重金屬元素在胃腸階段的溶解態含量及其生物可給性進行了Pearson相關性分析，各因素相關系數如圖3所示。結果表明，土壤有機質與總Cu含量和溶解態含量呈顯著正相關性，與Ni的生物可給性呈顯著負相關性。土壤pH值與總Cu含量和溶解態含量呈顯著負相關性。土壤粘粒與總Sb含量和溶解態含量呈顯著負相關性。土壤總Cu、As和Sb含量與其溶解態含量呈顯著正相關性，總Ni含量與其胃腸生物可給性呈顯著負相關性。總Cu含量和溶解態含量與Ni的生物可給性呈顯著負相關性。

圖3 各因素之間的相關性(n=9)注：**、*表示相關性(P<0.01)、相關性(P<0.05)；T表示總量，G表示胃溶解態，I表示小腸溶解態，G-B表示胃生物可給性，I-B表示小腸生物可給性；OM表示有機質含量，Clay表示粘粒含量。Fig. 3 Correlations matrix for the factors (n=9)Note: **, * indicate correlation (P <0.01) and correlation (P <0.05); T, G, I, G-B and I-B represent the total amount, dissolved state in the stomach, dissolved state in the small intestine, bioavailability of the stomach, and bioavailability of the small intestine, respectively; OM stands for organic matter content and Clay stands for clay content.

2.4 人體健康風險評價

本研究利用土壤重金屬總量和生物可給性含量為參數對人體健康風險進行評估，并對結果進行了比較。重金屬對人體健康的危害一直被認為是從吸收開始的[18]。雖然，本研究中重金屬胃階段可給性較高，但是人體胃的吸收能力微弱，腸道才是人體吸收的主要場所。所以，結合實際的人體吸收情況，采用小腸階段的生物可給性作為人體健康風險評估的主要參數，結果如表3所示。用重金屬的生物可給性修正前，全區土壤中Cu、As、Sb和Ni的危害商指數范圍分別為0.036～0.923、0.116～0.224、0.073～0.390和0.007～0.012，平均值分別為0.462±0.358、0.171±0.041、0.183±0.122和0.010±0.002；修正后，重金屬元素的危害商指數顯著降低，全區土壤中Cu、As、Sb和Ni的危害商指數范圍分別為0.006～0.352、0.035～0.068、0.004～0.017和0.003～0.040，平均值分別為0.173±0.144、0.050±0.013、0.010±0.005和0.003±0.001。其中，Cu的危害商指數最高，Ni的危害商指數最低。修正前后全區重金屬元素的危害商指數均<1，風險水平可接受。

3 討論(Discussion)

3.1 胃腸階段重金屬生物可給性

本研究中，土壤中重金屬元素在胃腸階段的生物可給性差異較大，其差異主要與土壤理化性質(pH、粘粒和有機質等)和實驗中pH、固液比和停留時間等參數有關。土壤中重金屬元素的生物可給性可能是多種因素共同作用的結果，比如土壤的重金屬總量就是一個重要的影響因素，本研究中Cu在胃階段和小腸階段的平均生物可給性均最高，Sb在胃階段和小腸階段的平均生物可給性均最低，因為土壤樣品中總Cu含量最高，總Sb含量最低，總Cu的含量遠遠高于總Sb。土壤有機質、pH和粒徑都會影響重金屬生物可給性[19]。本研究表明，土壤有機質與總Cu含量和溶解態含量呈顯著正相關性，土壤pH值與總Cu含量和溶解態含量呈顯著負相關性。土壤粘粒與總Sb含量和溶解態含量呈顯著負相關性，總Ni含量與其胃腸生物可給性呈顯著負相關性。Palmer等[20]發現土壤中總Ni含量與其胃腸生物可給性呈顯著負相關性，與本文研究結果相印證。

表3 用生物可給性修正前后土壤中重金屬的危害商(HQois)Table 3 The hazard quotient index (HQois) of heavy metals in soil before and after correction by bioaccessibility

本研究中，土壤Cu、As、Sb和Ni在胃階段的生物可給性均高于小腸階段的生物可給性，這可能是因為胃階段到小腸階段時，模擬腸液環境變化大，重金屬發生沉淀反應，重新被固定，從而降低了生物可給性。Vasiluk等[21]研究發現土壤中Ni的生物可給性在胃向小腸階段轉化后顯著降低。Juhasz等[22]研究發現IVG方法中胃階段As生物可給性高于小腸階段。但是，不同的方法不同的參數條件在胃腸轉化中可能會呈現不同的規律。Poggio等[23]用體外模擬方法研究農業及居民區土壤重金屬生物可給性發現，Cu的生物可給性從胃到小腸階段由20%升到了35%。Pouschat和Zagury[24]用IVG方法研究了鉻化砷酸銅污染土壤中As的生物可給性，發現其小腸階段高于胃階段。

3.2 基于生物可給性的人體健康風險評價

本研究中，與基于重金屬總量的危害商相比，基于重金屬生物可給性的危害商顯著降低。雖然，單一重金屬的危害商均<1，但多種重金屬復合的危害商可能>1，因此，重金屬的復合污染及其風險需要納入健康風險評估中。以基于生物可給性的無意經口攝入量替代總量已成為研究土壤中重金屬對人體健康風險的重要方法之一。Liu等[25]研究了農村土壤中As對兒童的總致癌健康風險，在基于重金屬總量和可給量2種情況下的評價結果分別為5.98×10-5和3.04×10-5。李繼寧等[26]研究發現，銻礦地區土壤重金屬對人體具有較高的非致癌和致癌風險，而由于土壤重金屬生物可給性普遍較低，因此，用其對風險評價結果調整后，重金屬對暴露成人的健康危害并不顯著。依據土壤重金屬總量會過高估算人體的暴露風險，而考慮生物可給性，對準確評價人體健康風險具有重要意義。開展污染場地健康風險評估能為后續修復技術方法可行性評估、修復工程實施及場地修復驗收提供基礎依據。基于體外實驗的重金屬生物可給性研究是完善我國重金屬健康風險評價的重要途徑之一。本文基于工業區場地多種重金屬污染的研究，為污染場地的健康風險的準確評估提供重要案例和科學依據。