土壤鎘污染的人體健康風險評價研究：生物有效性與毒性效應

馬嬌陽，保欣晨，王坤，王成塵，崔道雷，張夢妍，向萍,*

1. 西南林業大學生態與環境學院/環境修復與健康研究院，昆明 650224 2. 西南林業大學環境污染與食品安全及人體健康云南省創新團隊，昆明 650224

鎘(cadmium, Cd)是廣泛存在于自然環境中的一種有毒金屬元素，國際癌癥研究機構將Cd列為Ⅰ類致癌物。2014年，在我國環境保護部和國土資源部聯合發布的中國土壤污染現狀報告中顯示，我國約7%的土壤Cd含量超出了規定限值，點位超標率位居所有金屬和類金屬首位[1]。在我國，超過11個省份存在土壤Cd含量超標的現象，其中湖南省株洲市表層土壤Cd含量高達6 mg·kg-1[2]，已遠超出《土壤環境質量 農用地土壤污染風險管控標準》(GB 15618—2018)[3]所規定的限值(0.3 mg·kg-1)。偶然攝入污染土壤是人們(尤其是幼童)接觸Cd的主要途徑之一，而經口攝入是導致偶然攝入土壤的主要原因，人體暴露Cd后會誘發胃腸道以及肝臟腎臟等一系列疾病[4-5]。近年來，Cd污染土壤對人群經口暴露誘發的人體健康危害受到了社會各界的廣泛關注[6-7]。但大量實驗表明并非土壤中所有Cd都能被腸道吸收并對人體內部器官產生毒性效應[8]。因此，基于土壤中的總Cd含量進行的健康風險評估可能會高估其真實風險[9-10]。人們經口攝入重金屬的生物有效性(bioavailability)是指穿過腸道上皮細胞并到達人體血液循環系統的量與總量的比值[11]，包括絕對生物有效性(absolute bioavailability, ABA)和相對生物有效性(relative bioavailability, RBA)。重金屬ABA是指通過經口攝入途徑實際被吸收并進入人體循環系統的部分所占的百分比，但因其分析過程復雜，故在健康風險評價中RBA得到廣泛使用，即土壤與毒性研究中參照物質(重金屬可溶鹽)暴露后血液或組織所積累的重金屬含量的比值[12]。小鼠、兔子、狗、豬、牛和靈長類動物已被用于土壤無機污染物RBA的研究中[13]，但是，動物模型存在成本高、周期長、不易操作以及倫理道德等問題，很難推廣應用。近年來，研究者嘗試建立體外模型來測定重金屬的生物可給性，即通過消化液從土壤基質釋放到胃腸液中的污染物量與土壤污染物總量的比值，表示了人體腸道吸收污染物的最大量，以期建立與體內動物實驗的相關性[14]。目前，體外胃腸模擬方法得到發展和應用，主要包括SBRC(solubility bioavailability research consortium)、IVG(invitrogastrointestinal)、DIN(Deutsches Institut für Normung e.V.)、PBET(physiologically based extraction test)和UBM(unified BARGE method)等[15]。但是體外胃腸模擬方法缺少人體消化系統細胞組分，很難在體外再現胃腸的生理功能和動態過程[16]。為此，借鑒藥理學的研究策略，人體腸道上皮細胞模型(如Caco-2、Caco-2/HT29-MTX和Caco-2/HT29-MTX/Raji B等二維或三維模型)被廣泛用于污染物人體生物有效性的研究[17]。因此，生物有效態Cd是否一定對人體產生毒害效應以及誘發什么健康危害，近年來成為大家關注的前沿熱點[18]。然而在土壤Cd生物有效性以及其所誘發的人體健康的研究中，利用體外細胞模型仍然鮮見報道。鑒于此，理清土壤Cd總含量-生物有效性Cd含量-生物有效態Cd毒性效應之間的劑量效應關系，建立基于Cd生物有效性和毒性效應為基礎的人體健康風險評估模型，將更為準確地評估其健康風險。

此外，多種體內外模型被用于土壤Cd生物有效性的研究，其生物有效性影響因素也千差萬別，如土壤理化性質(pH、氧化還原電位和有機質)、動物物種差異及細胞模型功能化程度和食物組分等[19]。針對該問題，應弄清不同模型下的影響因素，探明主控因子，為后面針對性調控潛在健康風險提供更為有效的策略[20]。鑒于此，筆者廣泛查閱文獻，系統分析比較測定土壤Cd生物有效性的體內外方法優缺點，探討了影響其生物有效性的因素和主控因子，并分析了生物有效態Cd與毒性效應的關系，結果將為準確評估Cd污染土壤人體健康風險和有效調控提供重要參考。

1 我國土壤鎘污染現狀(Current situation of soil cadmium pollution in China)

由于各種地質作用和人為活動，以及重金屬在土壤中難以自然降解的特性，近年來，土壤重金屬污染問題尤為突出。土壤中Cd的來源分為自然來源和人為來源，前者來源于含Cd的礦物或巖石風化釋放到土壤中，構成土壤中Cd的背景值[21]。人為來源，即由于化工、采礦、制造業和電子廠等工業的快速發展，以及污水、大氣沉降和化肥的不合理運用等造成Cd排放[22]。因此，源于我國土壤Cd背景值以及人為干擾，使土壤Cd含量超標，因此存在潛在的人體健康風險。Duan等[23]分析了我國不同地區土壤Cd含量，發現土壤Cd污染程度具有明顯的地域差異，不同行政區土壤Cd濃度在0.19～27.98 mg·kg-1之間，分布不均勻；其中，海南省和山西省土壤Cd濃度分別為0.19 mg·kg-1和0.28 mg·kg-1，未超出土壤污染風險管控值(0.3 mg·kg-1)[3]，而云南省、廣西省和遼寧省污染較為嚴重，土壤Cd濃度分別為27.98、17.48和12.06 mg·kg-1，超出土壤限值的93倍、58倍和40倍，因此我國Cd污染土壤主要分布在礦區和人口密集的行政區。此外，經口攝入土壤重金屬Cd可通過公式(1)進行攝入暴露劑量評估，依據暴露劑量，非致癌風險可通過公式(2)計算危害熵(hazard quotient, HQ)來表征[24]。健康風險評估參數[24-26]以及各地區的風險表征如表1所示，且呈現出西南地區>華南地區>華中地區>東北地區>華東地區>西北地區>華北地區的趨勢。然而，包括HQ模型在內的現有健康風險評估模型均基于污染物總量和預估的人均攝入量進行數學計算，而該模型易受個體差異特征影響[27]，因此，越來越多研究者指出，建立基于生物模型的土壤Cd人體生物有效性的評估方式才能較為準確評價其健康風險[15]。如何準確評估Cd污染土壤的人體健康風險成為民眾關注的熱點和各國研究人員重點開展的前沿研究。

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2 基于土壤生物有效態鎘的健康風險評價模型(Health risk assessment model based on bioavailable cadmium in soil)

2.1 體內模型

為了評估土壤中Cd的人體健康風險，各國相繼制定了評價標準和重金屬的限量指標，然而限量值多基于土壤中重金屬總含量。隨著研究的不斷深入，越來越多的研究發現，以土壤Cd總含量作為評價標準往往高估其人體健康風險[9-10]。鑒于此，多國科學家指出，以人體實際攝入量(生物有效性部分, bioavailable fraction)作為評價指標更為科學合理[15]。體內實驗，即在完整且存活的生物體內(通常包括動物等)進行的實驗研究，因此，為了準確評估土壤重金屬的人體生物有效性，多種動物模型被廣泛應用[28]，如豬和小鼠已被成功用于土壤中Cd的RBA測定，豬模型在胃腸道、骨骼發育、生理年齡、體質量和礦物質代謝等生理、形態方面與人類相似，被認為是目前最理想的動物模型[29-30]，因此豬模型已被廣泛用于礦區、冶煉廠和危險廢棄物等污染場地土壤Cd生物有效性的測定[31-32]，然而豬在實驗室不易操作，并且飼養條件苛刻、實驗成本高，使得一般的實驗室難以承受。與豬模型相比，小鼠體型小、易于操作，更加適用于大樣本的研究[29]，另外，小鼠腸道在組織結構、形態及生理功能上也與人類腸道相似[33]。除豬和小鼠模型外，靈長類動物也被應用于土壤污染物生物有效性的研究，如Roberts等[34]采用食蟹猴研究污染土壤中砷的人體生物有效性，并證實使用靈長類動物得到的結果更具有可信性。但由于該模型的花費高且涉及倫理問題，很難廣泛應用。綜上，小鼠仍然是目前使用最多的動物模型。此外，在已有的研究中可以發現，不同動物的土壤暴露方式多樣，目前主要有以下4種：單次灌胃、重復灌胃、日常重復喂養和自由獲取食物[29]，前3種方式是為了測定動物禁食狀態下的RBA。體內研究中給出的劑量主要是模擬人體(尤為幼童)日常和偶然攝入含Cd污染土壤的劑量[35]。基于目前研究土壤Cd的生物有效性文獻報道可知，研究利用自由獲取方式較多，旨在模擬人體日常攝入土壤的狀況[10,28,36-37]。

表1 健康風險評估參數及不同地區風險表征Table 1 Parameters for health risk assessment and risk characterization in different areas

土壤Cd體內生物有效性測試終點的選擇也有較大差異，目前研究中，測定終點主要有以下3種：組織器官、尿液和血液[29]，研究土壤Cd生物有效性報道[10,28,36]，以腎臟和肝臟作為靶器官的較多，針對不同類型土壤，小鼠腎臟(圖1(a))、肝臟(圖1(b))、腎臟+肝臟(圖1(c))所測定的Cd生物有效性如圖1所示，以單一靶器官為測定終點時，小鼠腎臟的Cd生物有效性相對較高，且不同的類型土壤呈現礦區>農業>冶煉廠>住宅區的趨勢。而由于生物體內的金屬硫蛋白表達不一致性，影響到腎臟或肝臟Cd的積累量，采用腎臟+肝臟測定RBA會減弱金屬硫蛋白誘導性帶來的影響[36]。因此，人體Cd生物有效性會受不同類型土壤以及不同靶器官的影響。此外，包括腎臟(圖1(d))、肝臟(圖1(e))、腎臟+肝臟(圖1(f))等不同小鼠靶器官的土壤Cd的RBA隨Cd總含量呈現先降低后升高的趨勢，同樣，匯集目前所有土壤Cd的RBA研究也發現此趨勢(圖1(g))。此外，研究表明，血液是測定Cd含量最有效的靶組織[38]，并且可在不處死實驗動物的條件下，隨人體不同暴露時間進行多次血樣分析測定。然而血液中Cd生物有效性的報道較少，在今后的研究中可關注該方面的研究，以尋找出更加適合測定土壤Cd生物有效性的靶組織/器官。可見，盡管不同污染場地或不同動物模型下土壤Cd的生物有效性差別較大(圖1(g))，但可以明確看出，Cd很難全部進入體內，傳統以土壤中Cd總含量進行的健康風險評估會遠遠高估其毒性風險，但總體來說，目前利用動物模型評價土壤Cd對人體生物有效性的報道較少，因此需進一步利用不同動物模型來研究不同污染土壤重金屬生物有效性，以建立更為科學合理的評估模型或方法。

圖1 利用小鼠模型測定不同土壤類型Cd生物有效性及與總量關系圖注：(a)、(d) 測定終點為腎臟；(b)、(e) 測定終點為肝臟；(c)、(f) 測定終點為腎臟+肝臟；(g) 測定終點為所有研究土壤Cd樣點。Fig. 1 The relationship between total and bioavailable Cd in different types of soils using mice modelsNote: The endpoints of (a) and (d) are kidney; (b) and (e) are liver; (c) and (f) are kidney+liver; (g) refers to all Cd sample sites in the studied soils.

2.2 體外模型2.2.1 胃腸模擬法

利用動物模型測定土壤中Cd的RBA，可以外推用于人體的土壤Cd暴露風險評估，因此，越來越多研究者嘗試建立與體內生物有效性呈相關性的體外胃腸模擬法來測定Cd生物可給性，從而建立基于體外方法的土壤重金屬健康風險評估模型。常見的體外胃腸模擬方法的提取參數和成分各不相同(表2)，表2中前4種方法包括胃相和腸相重金屬含量測定，UBM除上述2種提取相外，還包括口腔模擬，不同方法的相位提取參數也有所差異。目前主要將體外胃腸模擬檢測Cd生物可給性的方法分為2類，一類為基于人體胃腸道生化條件而浸出Cd，包括IVG、DIN、PBET和UBM；另一類是利用化學品浸出Cd，包括SBRC(胃提取階段)[35]。其中，PBET方法是Ruby等[39]建立起來的模型，在胃液中加入各種有機酸，從而影響胃腸道中金屬的溶解和沉淀。而DIN方法是德國測定土壤污染物生物可給性的標準方法[40]，與SBRC、PBET方法不同的是，它在胃腸模擬液中加入了無機鹽。與其他方法相比，UBM方法的模擬液極其復雜(表2)，并且還包括了口腔唾液的測定。體外胃腸模擬方法的提取參數各不相同，所以利用不同的方式測定的土壤Cd生物可給性也有所差異。在大多數研究中，胃階段的Cd生物可給性比腸階段低，這是因為胃相pH較腸相低，而重金屬在酸性條件下易溶解，從而胃相的生物可給性較高[41]。

為了驗證體外胃腸模擬法的準確性，需要建立胃腸模擬方法與體內動物模型的體內-體外相關性分析。然而，不同的污染類型土壤所建立的相關性具有差異[10,31,36]，基于對礦區(圖2(a)和2(b))、冶煉廠(圖2(c)和2(d))和農業(圖2(e)和2(f))土壤Cd胃腸階段的生物可給性與體內動物模型的生物有效性的相關性如圖2所示。在礦區和農業土壤中，利用IVG所測定的生物可給性與體內模型具有較好的相關性，胃腸階段相關性系數(r2)分別可達到0.97、0.99和0.82、0.66；而冶煉廠場地土壤，SBRC和PBET胃腸模擬法具有較好的相關性(r2=0.98、0.97和0.97、0.99)。可見，不同胃腸模擬方法的提取參數都會影響Cd的生物可給性，并且與體內所測定的RBA相關性也不同，這也說明體內-體外相關性的建立與體內動物模型的差異也有很大關系。此外，考慮到所研究的土壤樣本相對較少，因此未來需進一步驗證體內-體外所建立的相關性，以尋找出最適合于不同污染土壤類型的測定模型。

2.2.2 人體腸道細胞模型

盡管體外胃腸模擬法和基于動物實驗的體內生物有效性分析方法得到了廣泛應用，但是胃腸模擬缺少人體胃腸道細胞組分，無法模擬細胞間相互作用對污染物攝入的影響，往往也會引起研究結果不準確[43]，如腸道上皮細胞中二價重金屬轉運蛋白(divalent metal transporter 1, DMT-1)可轉運多種類型二價重金屬進入腸道細胞，但是對不同類型重金屬具有不同的親和性和轉運效率，腸道細胞分泌的黏液等成分也會顯著降低重金屬的生物有效性[44]。因此，開發基于人體胃腸道細胞的體外方法對于準確測定重金屬人體生物有效性具有重要意義。近年來，研究者提出，建立基于體外胃腸模擬結合人體腸道細胞(Caco-2)模型的體外方法來準確分析重金屬的生物可給性和生物有效性，從而準確評估其健康風險[45]。

Caco-2細胞來源于人結腸，可體外培養分化形成緊密連接的單層腸道上皮結構，且具有多種小腸的功能特征，因而在藥物、營養元素的腸道吸收、轉運和生物有效性研究中廣泛應用[46]，因此，Caco-2細胞吸收模型是一個較好的評估Cd腸道吸收的模型。在研究實踐中，利用Transwell小室培養構建Caco-2細胞單層，用于模擬人體上皮細胞對土壤Cd的吸收和轉運機制，與體內動物實驗相比，Caco-2模型具有重復性好、操作簡單、省時和經濟等優點。Boim等[47]將Caco-2細胞暴露于土壤腸相提取液后，細胞所吸收的Cd濃度最高只達到胃腸液中的44%。且Caco-2細胞也廣泛應用于其他無機污染物和有機污染物的測定，Pan等[48]的研究表明十溴聯苯醚(decabromodiphenylether, BDE-209)在2～3 h內被Caco-2細胞迅速吸收并且到達穩態，穩態時細胞內的BDE-209含量占總量的42%。基于以上研究，Caco-2細胞在腸道吸收研究中，作為經典的模型已廣泛應用于有機和無機污染物的生物有效性測定中，與基于動物實驗的生物有效性研究相比成本較低，并且更接近人體腸道生理狀態和功能，可以更為準確預測其健康風險。

表2 常見5種體外胃腸模擬方法測定金屬可給性的提取參數Table 2 Parameters for determining metal bioaccessibility by five in vitro gastrointestinal simulation methods

圖2 不同污染場地土壤Cd生物可給性與生物有效性相關性注：(a)、(b)為礦區土壤，(c)、(d)為冶煉廠土壤，(e)、(f)為農業土壤；G表示胃相，I表示腸相。Fig. 2 The correlation between bioaccessibility and bioavailability of soil Cd in different contaminated sitesNote: (a) and (b) are mine soils; (c) and (d) are smelter soils; (e) and (f) are agricultural soils; G is stomach phase and I is intestine phase.

然而，腸道上皮細胞組織結構復雜并且存在多種細胞類群之間的相互作用[49]，而單一Caco-2細胞(圖3(a))很難完全模擬小腸生理以及結構功能，因此，研究者嘗試將Caco-2細胞與其他種類腸道細胞共培養來優化研究模型。Calatayud等[44]采用Caco-2細胞與人杯狀細胞(HT29-MTX)共培養的方式研究砷的腸道吸收，發現Caco-2/HT29-MTX細胞共培養體系中形成了完整的黏膜層(圖3(b))，測得的As(Ⅴ)表觀滲透率值要顯著高于單一Caco-2細胞模型。然而在人體腸道中，M淋巴細胞散布于腸道黏膜與腸道上皮細胞間，在調控腸道細胞免疫、分化和生理功能方面具有重要作用。Mahler等[50]在NatureNanotechnology上發文稱其利用Caco-2/HT29-MTX/M細胞(Raji B)3種細胞共培養技術(圖3(c))構建了三維腸道模型，用于研究納米顆粒對鐵腸道吸收和生物有效性的影響，證實Raji B細胞的引入使得Caco-2/HT29-MTX模型的功能進一步增強，體系更接近人體腸道真實環境。

圖3 人體腸道細胞吸收模型Fig. 3 The absorption model for human intestinal cell

然而基于多種腸道細胞的共培養模型測定土壤中Cd生物有效性的研究較少，有研究利用Caco-2/HT-29共培養模型檢測分析了食品中Cd的生物有效性，并證實了復合培養模型的優越性。如Lv等[51]利用Caco-2/HT-29共培養模型測定煮熟大米中Cd的吸收速率(25.08%)，比利用體外消化方法的單一Caco-2細胞模型測定的吸收率(1.77%～8.62%)更準確[45]。可見，多種細胞共培養時能夠更加準確模擬人體腸道結構，能更為精確評估污染物對人體產生的健康風險。

3 生物有效態鎘誘發動物或腸道細胞模型毒性效應(Bioavailable cadmium induces toxic effects in animal or intestinal cell models)

目前的研究多集中在利用不同模型分析環境介質中污染物的生物有效性，然而土壤生物有效態Cd誘發健康危害的報道仍然較少。Aziz等[18]利用體外胃腸模擬法結合Caco-2細胞模型研究了大米中Cd的人體生物有效性，發現其人體生物有效性為4.04%～8.62%，同時分析了跨過腸道細胞的生物有效態Cd對人體肝細胞的毒性效應，發現當大米中Cd含量為6 mg·kg-1時，生物有效態Cd立即會誘發肝細胞氧化損傷。此外，Aziz等[52]研究不同Cd污染土壤(黃壤和鈣質土)中種植的蔬菜內Cd的人體生物有效性和毒性效應，發現黃壤蔬菜Cd的人體生物有效性為5.27%～14.66%，高于鈣質土蔬菜的1.12%～9.64%，當生物有效態Cd含量超過0.74 μg時，會抑制肝細胞抗氧化酶活力，從而誘發氧化損傷。在體內動物實驗研究中，Breton等[53]以小鼠暴露于100 mg·L-1的Cd，其十二指腸Cd濃度達到6 mg·kg-1后，Cd所誘導的金屬硫蛋白表達與Cd濃度均呈劑量依賴性，并且氧化應激相關基因也有變化。此外，Cd暴露可改變小鼠腸道形態和破壞腸道屏障以紊亂消化系統，并顯著降低緊密連接基因occludin、ZO-1和claudin-1的mRNA的表達，從而導致腸道通透性增加[54-55]。同樣的，Ba等[56]建立早期低劑量Cd暴露的小鼠模型，通過16S rDNA測序、微生物生態分析以及糞便微生物移植對腸道菌群進行測定，發現Cd可改變腸道菌群的穩態，并且加快肝臟脂質的代謝。研究顯示，以5.0 mg·kg-1(以單位體質量計)的Cd口服劑量染毒小鼠肝臟，其細胞在10～30 d發生顯著凋亡，并且Cd可激活NLRP3炎癥小體，使得促炎細胞因子和抗炎細胞因子mRNA表達均顯著上調，進而導致肝臟功能受損[57]。

綜上可見，并非所有Cd含量能引起毒性效應，因此建立土壤Cd污染水平-生物有效態Cd含量-毒性效應之間的劑量效應關系將為準確評估健康風險提供重要依據，也將成為今后的重要研究熱點和亟待解決的科學問題。

4 影響土壤鎘人體生物有效性的因素(Factors affecting human bioavailability of cadmium in soil)

在測定土壤Cd生物有效性時，不同污染場地土壤理化性質、體外胃腸模擬法提取參數以及人體細胞模型的功能化程度，都會影響測定結果。

4.1 土壤理化性質

土壤污染物的生物有效性受土壤的理化性質(pH、有機質和氧化還原電位)影響。pH可改變土壤中重金屬的溶解度以及遷移性[58]，土壤膠體一般帶負電荷，而Cd以Cd2+、CdCl+等陽離子的形式存在，因此隨著pH的降低，土壤對其吸附能力減弱而導致生物有效性增加[59]。有機質可以吸附易遷移的可交換態重金屬，其容易與Cd形成絡合物，從而使生物有效性降低[60]。此外，氧化還原電位可以改變金屬形態，從而影響金屬的溶解、吸附和沉淀過程，因而對土壤中Cd生物有效性產生影響[61]。Tian等[62]利用PBET法測定的土壤Cd生物可給性(43.7%～81.5%)與有機質含量正相關，而與pH呈負相關。

復合金屬污染土壤中不同金屬之間的相互作用也會影響Cd生物有效性，Ollson等[63]利用小鼠模型測定Cd的RBA時，證實暴露體系中砷、鎘和鉛共存條件下Cd的RBA明顯降低。另外，Cd與鈣、鐵和鋅等二價金屬元素在腸道吸收的化學機制類似[64]，這些元素的存在也會影響Cd的吸收，從而影響土壤Cd生物有效性。Zhu等[28]利用小鼠模型測定礦區土壤Cd生物有效性時，發現隨著總鐵含量的增加Cd生物有效性明顯降低，這可能是由于Cd2+和Fe2+共同競爭結合DMT1，從而降低Cd的吸收，相反，生物體內缺鐵會促進Cd的吸收和轉運[65]。在重金屬復合污染的土壤中，較高濃度的砷和鉛都可能會降低Cd的生物有效性[37]。可見，與Cd共存的營養元素和金屬都可能改變機體對Cd的吸收，從而影響Cd的生物有效性。因此，在研究土壤Cd生物有效性時，需要綜合考慮多種元素共同暴露的作用，且不同污染場地土壤Cd含量具有差異，將土壤本身理化性質考慮在內以減少測定結果的不確定性。

4.2 胃腸模擬法消化條件

體外胃腸模擬方法多樣，其提取參數也各不相同，如pH、固液比、提取時間以及胃腸液組成成分等都會影響Cd生物可給性。其中，提取pH是較為敏感的因素，生物可給性會隨著pH的增加而降低，Li等[10]利用不同方法提取土壤中具有生物可給性的Cd時，胃階段的pH從1.5增加到2.5，生物可給性從86.5%降到68.9%。相似地，Juhasz等[36]所測定結果也呈現出此規律，因此隨著pH的增加，可能會降低Cd的生物可給性。在模擬胃腸液提取土壤Cd的不同方法中，固液比為1∶37.5～1∶150不等[10,36]，當消化液體較多時，從土壤基質中釋放到胃腸液的Cd量相對較高，也就是說可溶解在人體中的Cd相對較多。然而，Hamel等[66]測定Cd生物可給性時，固液比從1∶100降低至1∶5 000，在1∶200時生物可給性達到了最大，再隨消化液體的增加，可給性呈現出下降趨勢。因此，當土壤中的物質未完全釋放時，消化液的體積與生物可給性呈正相關，而當物質完全釋放后達到飽和，可給性與固液比可能呈負相關或無相關性[67]。此外，土壤在胃腸液所停留的時間以及胃腸液的組成成分也會影響Cd的生物可給性，與豬膽汁相比，雞膽汁可以明顯提高土壤中Cd的生物可給性[68]。因此，體外消化條件都會影響人體胃腸道溶解土壤中的Cd，也由此說明個體消化系統差異會導致生物可給性的不同。

4.3 動物物種差異及細胞模型功能化程度

不同的體內外評價方法及其實驗參數也會導致土壤Cd生物有效性結果的差異。體內模型中，主要是由動物種內和種間的差異造成，種內差異包括年齡、喂養方式和腸道吸收速率等；種間差異包括不同動物模型的消化系統差異[35]。在人體腸道細胞吸收模型中，腸道細胞功能化程度也會顯著影響土壤Cd的人體生物有效性。Sun等[69]發現，與人體腸道上皮組織(十二指腸)相比，Caco-2細胞中有超過70個轉運通道蛋白和重要的代謝酶的基因表達水平存在顯著差異。此外，在藥物吸收轉運的研究中，Caco-2腸道細胞吸收模型更是引起較多的假陽性結果[70]。可見，腸道細胞的功能化程度會顯著影響其生理功能，最終也很難準確分析重金屬的人體生物有效性。

4.4 食物組分

最近研究發現，食品中脂肪、蛋白質、纖維素和碳水化合物等進入人體后也會影響土壤重金屬的生物有效性。Sun等[71]的研究表明，添加膳食成分能夠明顯降低Cd的生物可給性以及小鼠肝臟和腎臟Cd的RBA，并且與土壤一同進食的食品中的營養元素也會降低腸道細胞吸收污染物的能力[20]。只考慮禁食狀態下對土壤Cd的吸收，可能會高估對土壤的健康風險，因此，膳食成分也是影響污染物生物有效性的一個因素。

5 展望(Prospect)

對土壤重金屬的健康風險評價，目前研究大多基于土壤重金屬總量，而這種評價方法會高估其風險，因此基于體內外方法測定人體生物有效性能夠更加真實評價污染土壤對人體健康風險。本綜述從我國土壤Cd污染現狀、土壤生物有效態Cd的健康風險評價模型及其所誘導的毒性機制和影響因素等方面展開討論，為我國土壤Cd健康風險評估提供參考。由目前研究文獻可得出，在體內模型測定中，利用小鼠肝臟+腎臟為測定終點的較多，這可以減少由于種內金屬硫蛋白所帶來的差異。與體內模型相比，體外模型則是一種經濟、快速和有效的手段。體外胃腸模擬法中，基于建立體內-體外相關性模型，不同污染場地土壤所利用的方法不同，礦區和農業土壤Cd的RBA與IVG法測定的生物可給性相關性較好，而冶煉廠土壤則用SBRC法和PBET法更好。此外，土壤本身理化性質、消化條件以及動物細胞模型的建立都會影響土壤Cd的生物有效性，因此，準確評估人體經口攝入土壤Cd生物有效性仍是一個挑戰，對未來有關土壤風險評價研究提出幾點建議：

(1)對于體內模型，需進一步對不同動物、不同靶器官測定Cd生物有效性，以選擇最適用于Cd的RBA模型。

(2)對于體外模型，可建立三維小腸研究模型反映腸道吸收機制，在三維環境中細胞能夠承受更多的形態和生理變化，以與人體的腸道生理功能更加接近；此外，在一定條件下，干細胞是可無限自我更新與增殖分化的一類細胞，將此在體外分化成腸道組織，由此產生的三維腸道“類器官”作為新型腸道模型，以測定人體腸道對土壤Cd的吸收及其產生的毒性效應將具有重要意義。

(3)通過測定土壤Cd生物有效性，進而研究生物有效態Cd可誘發的動物或腸道細胞模型毒性效應，并從分子層面深入探究生物毒性效應和人體腸道吸收轉運過程與機制，基于土壤Cd含量-生物有效量-毒性機制的關系，準確評估土壤Cd對人體的毒性機制，以對健康風險防控提供科學依據。