張 玉，熊 杰，唐翠梅，莊相寧，裴 宇

（1.北京建工環(huán)境工程咨詢有限責(zé)任公司；北京，100015；2.中國石油和化學(xué)工業(yè)聯(lián)合會，北京，100101）

由于早期生產(chǎn)方式過于粗放、環(huán)保措施不到位，重金屬污染是中國鋼鐵產(chǎn)業(yè)的污染場地中較為典型的污染物。隨著國家退二進(jìn)三的策略，越來越多的重金屬污染場地轉(zhuǎn)換用途變?yōu)樯套∮玫兀枰獙ζ溟_展場地調(diào)查和風(fēng)險(xiǎn)評估工作，確定其修復(fù)目標(biāo)值并根據(jù)需要開展一系列的修復(fù)治理工作[1]，以滿足場地后續(xù)安全使用的要求。

目前，人體健康風(fēng)險(xiǎn)評估過程在計(jì)算暴露劑量時(shí)一般以土壤中重金屬總量為依據(jù)，即假設(shè)土壤中的重金屬在經(jīng)口攝入暴露途徑進(jìn)入人體后能夠完全被人體吸收[2]，進(jìn)而進(jìn)入血液循環(huán)系統(tǒng)對人體造成危害。但越來越多的研究[3-7]表明，即使在酸性胃液條件下，重金屬也并不能完全從土壤中解吸進(jìn)入人體胃液，導(dǎo)致以土壤中重金屬總量進(jìn)行評估所獲取的結(jié)果非常保守，造成場地過度修復(fù)與資金浪費(fèi)。因此，越來越多的研究人員推薦采用模擬人體消化吸收過程的方法測試土壤中能夠溶解于胃腸系統(tǒng)的重金屬含量，即重金屬的生物可給性，并以此為基準(zhǔn)計(jì)算人體攝入量，這能在很大程度上克服現(xiàn)有評估方法過于保守的問題。

生物可給性可以通過活體實(shí)驗(yàn)（in vivo）進(jìn)行，結(jié)果較為準(zhǔn)確、可靠，但具有試驗(yàn)周期長，動物個(gè)體間差異等不足之處[8]。而體外實(shí)驗(yàn)（in vitro）能夠一定程度評價(jià)生物體對物質(zhì)的吸收狀況，研究表明，采用體外實(shí)驗(yàn)（in vitro）方法測試的結(jié)果與動物毒理試驗(yàn)測試結(jié)果的相關(guān)性很好[9]。In vitro 方法以人工模擬腸胃法為主，在模擬的人工腸胃系統(tǒng)中，將可能被血液系統(tǒng)吸收的污染物的含量定義為污染物的生物可給性（bioaccessibility）[10]，是污染物被生物可能吸收的最大值，并以此為基準(zhǔn)計(jì)算人體攝入量，這在很大程度上克服了現(xiàn)有評估方法過于保守的問題[3-5]。

截至目前，已經(jīng)報(bào)道的基于模擬人體胃腸消化生理特征的重金屬可給性測試方法有10 種[11]，包括PBET、SBET、IVG、USP、MB&SR、DIN、SHIME、

RIVM、TIM 及UBM，其中PBET 方法最先由Ruby等[9]于1993 年提出，該方法依次模擬重金屬在胃及腸液中的釋放，發(fā)展較成熟，可操作性較強(qiáng)，已測試的污染物較多，且已通過相關(guān)的活體實(shí)驗(yàn)結(jié)果進(jìn)行了驗(yàn)證，是應(yīng)用最為廣泛的方法之一[12-15]。

本文以西南某鋼廠重金屬污染土壤為例，采用PBET 方法研究污染土壤中重金屬的生物可給性，分析土壤樣品主要理化性質(zhì)對生物可給性的影響。同時(shí)利用得到的生物有效性系數(shù)，對風(fēng)險(xiǎn)評估確定的修復(fù)目標(biāo)值進(jìn)行進(jìn)一步的修正，為該場地后續(xù)相關(guān)工作的開展起到指導(dǎo)作用。

1 材料與方法

1.1 供試土壤

該實(shí)驗(yàn)所用的土壤來自于西南某關(guān)閉待搬遷鋼廠受重金屬（As、Pb、Cu、Ni）污染的土壤。采集完畢后，將土樣置于陰涼通風(fēng)處自然風(fēng)干后，用瑪瑙輾缽將土壤碾碎并過0.25 mm 篩，過篩后的土壤樣品一部分測定其基本理化性質(zhì)，另外的土壤用于測定其重金屬總量，并開展In Vitro 胃腸模擬實(shí)驗(yàn)。土壤樣品的基本理化性質(zhì)與重金屬含量見表1。

其中土壤pH 值采用0.01mol/L CaCl2溶液提?。ㄍ烈罕?∶2.5），pH 值 計(jì)測定[16]；土壤有機(jī)質(zhì)采用水合熱重鉻酸鉀氧化-比色法測定[17]；土壤粒徑分級采用比重計(jì)法；土壤中重金屬總量測定采用王水-HClO4消解，并用ICP-MS 測定。

1.2 實(shí)驗(yàn)步驟

In Vitro 實(shí)驗(yàn)采用Rubby[9]等提出的PBET 方法，分為模擬胃吸收與模擬腸吸收兩個(gè)連續(xù)階段，具體操作步驟如下。

（1）胃階段：配制模擬胃液（內(nèi)含NaCl、檸檬酸、蘋果酸、乳酸、醋酸和胃蛋白酶，用濃HCl 將pH 值調(diào)到1.5），將模擬胃液（mL）及過60 目篩的土壤樣品（g）以100∶1 的比例混合于反應(yīng)器內(nèi)，每種土壤3 個(gè)平行置于37 ℃恒溫?fù)u床中以模擬人體溫度，以振速100 r/min 振蕩，同時(shí)通入氬氣1 L/min 模擬厭氧環(huán)境。振蕩1 h 后吸取反應(yīng)液并過0.45 μm 濾膜，4 ℃保存待測重金屬濃度。

表1 土壤樣品的基本理化性質(zhì)與重金屬含量表

（2）小腸階段：用NaHCO3飽和溶液將反應(yīng)液的pH值調(diào)至8，加入胰酶、膽鹽，繼續(xù)置于37 ℃恒溫?fù)u床中，以100 r/min振蕩，通入1 L/min氬氣。期間，每隔15 min測定反應(yīng)液pH值，若偏離8.0，則通過滴加濃HCl或NaHCO3飽和溶液維持反應(yīng)液的pH值在8.0。振蕩4 h后，吸取反應(yīng)液，過0.45 μm濾膜，4 ℃保存待測重金屬濃度。

1.3 計(jì)算方法

（1）生物可給性計(jì)算

重金屬在胃階段或小腸階段的生物可給性BA計(jì)算見公式（1）

式中：BA—生物可給性，%；CIV—反應(yīng)液中可溶態(tài)重金屬濃度，mg/L；VIV—反應(yīng)液體積，L；CS—土樣重金屬總含量，mg/kg；MS—加入反應(yīng)液的土樣質(zhì)量，kg。

（2）風(fēng)險(xiǎn)控制值的計(jì)算

所在場地未來作為居住用地，在此情景下，重金屬的暴露途徑有經(jīng)口攝入、皮膚接觸和吸入土壤顆粒物3 種，各暴露途徑下的風(fēng)險(xiǎn)控制值計(jì)算采用中國《污染場地風(fēng)險(xiǎn)評估技術(shù)導(dǎo)則》（HJ 25.3-2014）中的方法進(jìn)行，暴露參數(shù)和毒性參數(shù)參考《土壤環(huán)境質(zhì)量建設(shè)用地土壤污染風(fēng)險(xiǎn)管控標(biāo)準(zhǔn)（試行）》（GB 36600-2018）中更新的參數(shù)，其余參考導(dǎo)則中的推薦參數(shù)。

1.4 數(shù)據(jù)分析

Pearson 相關(guān)性分析使用SPSS 24.0 分析軟件進(jìn)行，圖形制作使用Excel 2010。

2 結(jié)果與討論

2.1 重金屬生物可給性

土壤樣品中重金屬As、Pb、Cu、Ni 在胃階段和小腸階段的生物可給性結(jié)果分別見表2 和圖1?？梢钥闯?，即使在強(qiáng)酸性的模擬胃腸消化液中，可溶出的重金屬也遠(yuǎn)小于其土壤中總含量，即表明污染土壤中的重金屬僅小部分可溶于胃腸中被人體吸收，這與已有研究結(jié)論[6，18]相一致。

表2 土壤中As、Pb、Cu、Ni溶解態(tài)及生物可給性

圖1 胃和腸階段As、Pb、Cu、Ni的生物可給性因子對比

另外，不同重金屬在胃階段和小腸階段的生物有效性因子存在較大差異，其中As 和Pb 在胃階段的生物可給性明顯高于小腸階段，這與已有研究結(jié)論[19-22]相一致。這主要是由于胃階段的pH 值較低，酸性條件有利于重金屬以離子形態(tài)溶出[23]，而重金屬從酸性胃階段進(jìn)入微堿性的小腸液中，會發(fā)生沉淀或重吸收作用，導(dǎo)致生物可給性降低[24，25]。Cu 在胃階段的生物可給性低于小腸階段，這主要是由于Cu2+在與胃液中的胃蛋白酶形成較為穩(wěn)定的絡(luò)合物[26]，從而使得Cu2+在胃液中的溶液度低于腸液，生物可給性降低[27-29]。Ni 的生物有效性因子較其他3 種重金屬較低，且胃階段的生物有效性略低于小腸階段，這與李儀等[23]的研究結(jié)果相一致。

從分析結(jié)果可見，As、Pb 和Cu 的生物可給性明顯高于Ni。As 在胃階段的生物可給性因子為3.64%～12.44%，小腸階段的生物可給性因子為2.86%～14.00%。Pb 在胃階段的生物可給性因子為7.15%～19.59%，小腸階段的生物可給性因子為0.07%～0.77%。Cu 在胃階段的生物可給性因子為3.53%～9.70%，小腸階段的生物可給性因子為7.86%～16.61%。Ni 在胃階段的生物可給性因子為0.98%～4.18%，小腸階段的生物可給性因子為1.12%～4.58%。不同研究者采用PBET 方法得出的生物有可給因子有較大差異，如付瑾等[15]采用PBET方法計(jì)算紅壤中As 在胃階段生物可給因子為（4.5±2.6）%～（23.4±1.4）%，腸階段的生物可給性因子（0.9±0.1）%～（17.8±2.1）%。陳曉晨[21]研究城市表層與城市道路較為接近區(qū)域的土壤中鉛在胃階段的生物可給性為28.83%～60%，小腸階段的可給性因子6.86%～26.63%。Piggio 等[29]研究發(fā)現(xiàn)意大利某區(qū)域土壤中Cu 的生物可給性從胃階段的20%上升到小腸階段的35%。尹乃毅等[30]采用PBET 法的研究結(jié)果表明，礦區(qū)土壤中的Cu 在胃階段的生物可給性18.8%～66.6%，小腸階段的22.5%～77.4%，而采集的農(nóng)田土壤中Cu 在胃和小腸階段的生物可給性分別為18.3%～62.3%和41.3%～70.3%。徐琪等[31]研究城市灰塵中重金屬的生物可給性，結(jié)果表明不同區(qū)域灰塵中Ni 在胃腸階段總的生物可給性為1.3%～10.6%，尹乃毅等[32]的研究則表明，Ni 在胃階段的生物可給性為5.2%～18.5%，小腸階段為74.3%～94.5%。與各研究生物有效性結(jié)果對比，本試驗(yàn)所得的生物可給性因子相對偏低，初步判斷與場地土壤中夾雜有大量煉鐵產(chǎn)生的鋼渣有一定關(guān)系。鋼渣中含有大量的堿性氧化物且比表面積較大，同時(shí)其含有相當(dāng)數(shù)量的鐵和硅元素，在一定條件下進(jìn)行處理可以聚合成為很好的絮凝材料，是理想的吸附材料[33，34]。因鋼渣的這些特性，可能會吸附一部分土壤中的重金屬，使得重金屬較難溶出，引起生物可給性因子的降低。

2.2 土壤理化性質(zhì)對生物可給性的影響

引起生物有效性結(jié)果存在較大差異的因素主要有供試土壤的基本理化性質(zhì)、pH 值、重金屬總量、有機(jī)質(zhì)含量、鐵、錳的含量等[18，22，35]多種。為了進(jìn)一步分析各因素與生物可給性因子的相關(guān)關(guān)系，對土壤的基本理化性質(zhì)（pH 值、w（黏粒）、w（有機(jī)質(zhì)））、w（Fe）、w（Mn））、重金屬總量（w（THM））、胃階段重金屬溶解態(tài)含量（Dg）、胃階段生物可給因子（BAg）、腸階段重金屬溶解態(tài)含量（Di）、腸階段生物可給因子（BAi）共10 個(gè)因素分別進(jìn)行了pearson 相關(guān)性分析，所得的相關(guān)系數(shù)矩陣見表3 至表6。

表3 各因素之間的相關(guān)性—As

表5 各因素之間的相關(guān)性—Cu

表6 各因素之間的相關(guān)性—Ni

從分析結(jié)果可見，對重金屬在生物可給性存在顯著影響的因素主要為pH 值、w（Fe）、w（Mn）、重金屬總量，這與已有的研究成果相一致[6，15，20，36]。

土壤pH 值一般認(rèn)為是影響重金屬生物活性的重要因素之一。該研究中As 和Pb 在胃或小腸階段的溶解態(tài)濃度均呈顯著正相關(guān)，pH 值與Cu 和Ni在胃和小腸階段的生物可給性呈顯著以上正相關(guān)。Navarro 等[37]研究發(fā)現(xiàn)，pH 值影響重金屬生物有效性的最重要因素。鄭順安等[38]研究表明，pH 值和黏粒含量是影響重金屬Pb 生物可給性的最重要因子，二者可以解釋69.49%的Pb 的生物可給性的變化。

Pb、Cu、Ni 在胃提取階段溶解態(tài)含量與ω（Mn）呈顯著正相關(guān)，原因可能在于這些重金屬離子易與Mn 在酸性條件下生成易溶解的化合物[22]，本研究中w（TPb）、w（TCu）均與w（Mn）呈顯著正相關(guān)，也在一定程度上解釋了這一情況。而As 在胃提取階段溶解態(tài)含量則與w（Mn）無顯著相關(guān)性，但與w（Fe）存在顯著相關(guān)性，主要是因?yàn)橥寥乐需F氧化物是砷的主要結(jié)合位，易與As 結(jié)合形成較為穩(wěn)定的化合物[39，40]，在胃階段因強(qiáng)酸性的環(huán)境，使與鐵氧化物結(jié)合的As釋放出來，引起溶解態(tài)含量正向變化；

重金屬總量也是影響生物可給性的重要因素，該實(shí)驗(yàn)中重金屬總量與其在胃階段溶解態(tài)含量均呈極顯著正相關(guān)。鐘茂生等[6]的研究表明，影響供試土壤Cd 生物可給性的最重要因素是w（TPAs）。李繼寧等[41]的研究表明，Cu、Zn、As、Cd、Pb 等重金屬的生物可給性均有重金屬總量呈顯著正相關(guān)，且相關(guān)系數(shù)均達(dá)到0.8 以上。

眾多研究表明，w（黏粒）、w（有機(jī)質(zhì)）對生物可給性也會產(chǎn)生一定程度的影響，Girouard 等[42]研究發(fā)現(xiàn)土壤中黏粒和有機(jī)質(zhì)的量與As 的生物可給性有很好的相關(guān)性。尹乃毅等[30]研究發(fā)現(xiàn)銅在胃和小腸階段的生物可給性均與有機(jī)質(zhì)呈顯著相關(guān)性，可通過有機(jī)質(zhì)含量等組成的多元回歸方程預(yù)測生物可給性因子。但該項(xiàng)目中w（黏粒）、w（有機(jī)質(zhì)）對生物可給性因子的影響未達(dá)到顯著水平，這可能與供試土壤來自一個(gè)場地，土質(zhì)相差不大，有機(jī)質(zhì)和黏粒含量差距較小，因此未能在生物有效性因子的結(jié)果上體現(xiàn)出來。

2.3 修復(fù)目標(biāo)值的確定

研究生物有效性因子時(shí)，一般將胃和小腸階段的生物可給性加和，得到一個(gè)總的生物可給性值[14]。導(dǎo)則中默認(rèn)重金屬經(jīng)口攝入吸收因子（ABS0）為1，即默認(rèn)經(jīng)口攝入土壤中的重金屬污染物可被人體全部吸收，而該實(shí)驗(yàn)結(jié)果表明，攝入的重金屬即使在強(qiáng)酸性的胃液中，也不會完全被人體吸收。本文以實(shí)測胃和腸階段生物可給性因子總和的95%置信區(qū)間上限值（ABS0＜1）代替導(dǎo)則默認(rèn)值（1）進(jìn)行風(fēng)險(xiǎn)評估，修正重金屬的修復(fù)目標(biāo)值。

因重金屬Pb 一般采用血鉛模型開展風(fēng)險(xiǎn)評估工作，因此僅對As、Cu、Ni 等3 種重金屬的修復(fù)目標(biāo)值進(jìn)行修正。計(jì)算得到As、Cu、Ni 3 種重金屬生物有效性系數(shù)95%上限值分別為0.184，0.2389 和0.0806，分別以此代替導(dǎo)則默認(rèn)值（1）開展風(fēng)險(xiǎn)評估，結(jié)果表明采用生物有效性因子修正后，As 的修復(fù)目標(biāo)值從0.45 mg/kg 修正為1.55 mg/kg，Cu 的修復(fù)目標(biāo)值從2 000 mg/kg 修正為8 381 mg/kg，Ni 的修復(fù)目標(biāo)值從129 mg/kg 修正為150.8 mg/kg。

從修正結(jié)果可見，場地As、Cu、Ni 的初步建議修復(fù)目標(biāo)值均有了一定程度提高。以矯正后的修復(fù)目標(biāo)值計(jì)算土方量（As 除外），場地待修復(fù)Cu 污染土壤方量從1.17 萬m3降低到0，減少了100%，待修復(fù)Ni 污染土方量從3.36 萬m3降低到2.32 萬m3，減少了約31%，在避免對人體造成危害的同時(shí)，節(jié)約了修復(fù)成本，避免了過度修復(fù)。

3 結(jié)語

（1）場地土壤中在胃和腸階段溶出的重金屬的濃度遠(yuǎn)低于重金屬總量，即土壤中的重金屬不會完全溶出被人體吸收。其中重金屬As 和Pb 在胃階段的生物可給性高于小腸階段，而重金屬Cu 和Ni 則不同，其在胃階段的生物可給性低于小腸階段。

（2）影響重金屬生物可給性的因素主要有pH值、w（Fe）、w（Mn）和重金屬總量。pH 值與4 種重金屬在胃腸階段的溶解態(tài)濃度或生物可給因子呈顯著正相關(guān)。As 在胃提取階段溶解態(tài)含量與w（Fe）存在顯著正相關(guān)，Pb、Cu、Ni 在胃提取階段溶解態(tài)含量與w（Mn）呈顯著正相關(guān)。重金屬總量與其在胃階段的溶解態(tài)含量呈極顯著正相關(guān)關(guān)系。

（3）采用生物可給性結(jié)論，可對根據(jù)中國《污染場地風(fēng)險(xiǎn)評估技術(shù)導(dǎo)則》計(jì)算的修復(fù)目標(biāo)值進(jìn)行修正，以修正后的修復(fù)目標(biāo)值計(jì)算土方量，在避免對人體造成危害的同時(shí)，場地待修復(fù)Cu 污染土壤方量減少了100%，Ni 污染土壤方量減少了31%。采用生物可給性方法減少了待修復(fù)的土方量，節(jié)約了修復(fù)成本，避免了過度修復(fù)。