锑矿区土壤重金属生物可给性及人体健康风险评估

李继宁，魏源，赵龙，上官宇先，陈志鹏，李发生，侯红

环境基准与风险评估国家重点实验室，中国环境科学研究院，北京 100012

金属矿山的开采和选冶通常会导致大量重金属元素污染矿区附近土壤，造成大规模的土壤重金属污染［1-3］。重金属元素毒性大，稳定性高，且很难被微生物降解，因此很难通过自然过程彻底清除。当人体直接暴露于污染土壤时，土壤重金属对人体健康危害的评估需要考虑各种暴露途径，无意的经口摄入(手-口的直接接触活动)是重金属进入人体的重要途径之一［4］。然而传统健康风险评估过于保守［5］，如经口摄入途径计算时考虑的是土壤重金属总量，而进入人体消化系统的重金属不可能被100%完全吸收［6］，因此，研究生物可给性对更好地理解土壤重金属对人体产生的可能影响有着重要意义。生物可给性指土壤重金属直接进入人体的消化系统并可被人体胃肠道溶解出的部分［7］。目前研究土壤中重金属生物可给性的常用方法有体内试验(in vivo)和体外试验(in vitro)。由于体外试验方法具有设计简单、试验快速、费用较低、可控性强、分析结果相对准确可靠等优点，正逐步成为研究重金属生物可给性的重要方法［8］。Ruby 等［7，9］提出的基于生理学的体外浸提试验PBET(physiologically based extraction test)法，包括胃肠2 个阶段，该方法已成为目前研究土壤重金属生物可给性的成熟方法。简化生物可给性提取(simplified bioaccessibility extraction test，SBET)法被认为是PBET 法的简化形式，与PBET 法不同的是SBET 法只包含胃阶段，且只有1 种有机酸(甘氨酸)，因此SBET 法比PBET法更快捷、简单，重现性更好［10-11］。SBET 法也成为研究土壤重金属生物可给性的一种重要方法。目前已有很多学者利用SBET 法研究土壤重金属生物可给性，并将其用于经口摄入的人体健康风险评估［12-16］。

锡矿山锑矿位于我国湖南省冷水江市，分为南北2 个矿区，矿物组合主要为石英-辉锑矿、石英-方解石-辉锑矿和方解石-辉锑矿，是我国乃至世界最大的锑成矿区，素有“世界锑都”的美称［17］。清朝光绪23年(公元1897年)进入了锡矿山产锑的时代，至今矿山锑矿的开采和冶炼已有一个多世纪［18］，如此高强度的采冶活动势必带来土壤重金属污染问题。目前对该锑矿区土壤重金属研究主要集中在Sb 和As 的污染状况及生物有效性方面［3，19-20］，而对锑矿区土壤重金属生物可给性的研究及将其用于健康风险评价方面还鲜见报道。笔者通过采集锡矿山锑矿区土壤，测定土壤中的重金属(Fe、Mn、Cu、Zn、Pb、Cd、As 和Sb)浓度，对其污染情况作出评价，用SBET 法分析重金属生物可给性，并用生物可给性结果，通过人体健康风险模型评估锑矿区土壤重金属经口摄入后对人体产生的健康风险，以期为今后矿区土壤重金属的风险评估提供科学依据。

1 材料与方法

1.1 土壤采集与测定

试验所用土样于2012年9月采自湖南省冷水江市锡矿山地区，选取6 个采样区(S1～S6)采集土壤样品(n=29)。其中，S1位于长龙界北矿区(n =6);S2位于七里江地区(n =5)，在北矿区与南矿区中间地带;S3位于联盟南矿区(n =4);S4位于朱木山矿渣堆积场(n =2);S5位于尾矿坝地区(n =6)，采集尾矿砂土;S6位于远离矿区50 km 的渣渡镇，作为对照点(n=6)。每个采样点采集0 ～20 cm 表层土5 ～6 份，混合后采用四分法取约1 kg 土样带回实验室。土壤样品自然风干，剔除杂质，研钵研碎，过2 mm 尼龙筛，用于测定土壤理化性质，同时将部分土样研磨过0.20 和0.25 mm 尼龙筛，分别用于土壤重金属总量和生物可给量的分析，其中0.25 mm 的土壤颗粒被认为是在手-口直接接触过程中最容易被摄入的部分［21］。土壤Fe、Mn、Cu、Zn、Pb 和Cd 总量采用HCl-HNO3-HClO4法消解［22］，土壤As 和Sb 总量采用HCl-HNO3法消解［23］，用ICP-AES 测定各金属浓度。测定土壤重金属总量时进行质量控制，每个土样做3 个平行试验，每批样带1 个标准土样(GBW07408 或GBW07430)和2 个试剂空白试验，所得试验数据均用空白值进行校正。

1.2 重金属生物可给性测定

采用SBET［2，27］体外消化模拟方法研究土壤中重金属生物可给性。称取1 g 土样，加入50 mL 0.4 mol/L 氨基乙酸溶液(用浓盐酸调整pH 为1.5)，37℃水浴下在水平振荡器上振荡1 h，同时充入氩气模拟胃部的厌氧环境。提取结束后将混合液离心，上清液过0.45 μm 滤膜后稀释，用ICP-MS 测定重金属浓度。土壤重金属生物可给性体外模拟消化试验均做3 个平行试验，每批样品进行2 个试剂空白试验。土壤重金属生物可给性为模拟消化液提取量与总量的比值。

1.3 健康风险评价模型

采用健康风险评价模型研究锑矿区土壤重金属经口摄入后对人体产生的健康危害［12，16］。由于将采样区域定义为工业区，因此只考虑土壤重金属对成人的健康风险。定量计算成人摄入土壤产生的致癌和非致癌风险，并用生物可给性结果对风险结果进行调整。对8 种重金属元素(Fe、Mn、Cu、Zn、Pb、Cd、As 和Sb)进行非致癌风险评价，由于只有Cd 和As 具有较强的致癌能力［28］，故只对这2 种元素进行致癌风险评价，具体计算公式为:

式中，CDI 为慢性日摄入量，mg/(kg·d);C 为土壤重金属的暴露浓度，mg/kg;EF为暴露频率，225 d/a［29］;ED为暴露年限，25 a［29］;IR为土壤摄入速率，100 mg/d［29］;WAB为体质量，61.8 kg［16］;TA为平均作用时间，a。非致癌风险为TA=ED;致癌风险为TA=72 a［30］。

重金属的潜在非致癌风险(HQ)为［31］:

式中，OBA(oral bioaccessibility adjustment)为生物可给性。RfD0为经口摄入参考剂量，各重金属取值分别为:Fe，0.7 mg/(kg·d);Mn，0.14 mg/(kg·d);Cu，0.04 mg/(kg·d);Zn，0.3 mg/(kg·d);Pb，0.003 5 mg/(kg·d);Cd，0.001 mg/(kg·d);As，0.000 3 mg/(kg·d)和Sb，0.000 4 mg/(kg·d)［28］。重金属的潜在致癌风险(CR)为:

式中，SF0为斜率因子，Cd 和As 取值分别为6.1 和1.5 (kg·d)/mg。

将每种重金属产生的非致癌风险和致癌风险相加，得到总非致癌风险(HI)和总致癌风险(TCR):

非致癌风险或总非致癌风险用来评价敏感人群受到非致癌风险的可能性，当非致癌风险或总非致癌风险＞1 时，表示可能产生潜在的非致癌风险。致癌风险或总致癌风险用来评价致癌风险的可能性，一般认为致癌风险在1 ×10-6～1 ×10-4时是可以接受的［12］。

1.4 统计分析

采用 Microsoft Office Excel 2010 及 PASW Statistics 18.0 软件对数据进行统计分析;采用Origin8.5 进行图形制作，得到盒状图形包括第1 百分位、第5 百分位、第25 百分位、中值、平均值、第75 百分位、第95 百分位和第99 百分位。

2 结果与讨论

2.1 土壤重金属污染评价及相关性分析

采样区域土壤重金属浓度如表1 所示。由表1可见，土壤中Cu、Zn、Pb、Cd、As 和Sb 的平均浓度表现为Fe ＞Sb ＞Mn ＞As ＞Zn ＞Pb ＞Cu ＞Cd;除Fe、Cu 外，其余元素(Mn、Zn、Pb、Cd、As 和Sb)的平均浓度均已超过湖南省土壤元素背景值［24］，分别约为背景值的1.1、1.8、1.6、15.3、13.8 和1 637 倍，说明这些土壤均受到不同程度污染。将土壤重金属平均浓度分别与我国《土壤环境质量标准》［25］三级标准(为保障农林生产和植物正常生长的土壤临界值)和《污染场地风险评估技术导则》［26］提供的土壤修复建议目标值相比，Cu、Zn 和Pb 的平均浓度均小于三级标准值，其中Zn 的平均浓度更是远低于土壤修复建议目标值。土壤Cd 的平均浓度(1.93 mg/kg)约为三级标准(1 mg/kg)的2 倍，但是远小于土壤修复建议目标值(900 mg/kg)。说明采样区Fe、Mn、Cu、Zn、Pb 和Cd 6 种元素的浓度水平处于可接受范围内。As 平均浓度为目标值的108 倍，但由于湖南土壤As 的背景值本来较高(平均为15.7 mg/kg)，因此将As 浓度与我国《土壤环境质量标准》三级标准相比，发现As 平均浓度约为三级标准的5.4 倍;Sb 平均浓度为土壤修复建议目标值的6.8 倍，表明采样区土壤As 和Sb 的污染较为严重。可见锡矿山锑矿区土壤均受到不同程度的重金属污染，其中，Cu、Zn、Pb 和Cd 4 种重金属污染水平可以接受，而Sb 和As 的污染严重，是矿区土壤修复的重点，其与何孟常等［33］研究认为尾矿颗粒、冶炼炉渣、炼锑砷碱渣等的重金属浸出，废水灌溉和大气降尘可能是锑矿区土壤Sb 和As 的主要污染源的结果一致。

表1 采样区域土壤重金属浓度Table 1 Concentrations of heavy metals in soils mg/kg

土壤中重金属来源于土壤成土母质或人类活动，从各重金属间的相关性可以推测其是否具有同源性(表2)。若重金属浓度为显著性相关，说明来源可能相同，否则来源可能不一致。由表2 可知，As与Sb 呈极显著正相关，且相关性很高，表明其同源性很高，主要来源于人类活动，与前面结果一致。As 与Fe、Mn 和Sb 与Fe、Mn 呈负相关，Fe、Mn 和Cu 之间相关性很高，表明它们主要与成土母质有关。另外，Cu 与Zn、Zn 与Pb、Zn 与Sb、Pb 与As、Pb与Sb、Cd 与Sb 之间也有一定的同源性。

表2 土壤重金属之间的相关性分析Table 2 Correlation analysis between heavy metals in soils

2.2 土壤重金属生物可给性

图1 土壤中重金属生物可给性Fig.1 Bioaccessibility of heavy metals in soils

土壤中各重金属生物可给性结果如图1 所示。由图1 可知，各重金属生物可给性为:Fe，0.262% ～19.4%;Mn，10.7% ～66.7%;Cu，3.03% ～31.7%;Zn，3.71% ～87.3%;Pb，5.72% ～57.1%;Cd，0 ～80.6%;As，0.132% ～30.1%;Sb，0.062 2% ～10.8%。各重金属生物可给性的变化很大，可相差1 ～3 个数量级，且与土壤重金属总量没有直接关系。重金属生物可给性平均值为Mn(36.7%)＞Cd(30.7%)＞ Pb (24.4%) ＞ Zn (23.1%) ＞Cu(12.0%)＞ As (5.89%) ＞ Fe (3.88%) ＞Sb(2.13%)，表明经口摄入的重金属大部分不能被人体吸收，且不同重金属由于性质不同，其生物可给性也有很大差异。尽管Sb 和As 在土壤中的浓度最高，但其生物可给性相比于其他阳离子重金属反而较低，这可能与其在土壤中的结合形态有关。Denys等［32］认为，Sb 和As 主要与土壤中的铁氧化物、硫化物及黏土矿物结合，这些形态很难被模拟消化液所溶解。He 等［33］研究了锡矿山锑矿土壤中Sb 的结合形态，发现土壤中的Sb 主要以残渣态的形式存在(88.2% ～97.9%)，该部分Sb 很难被模拟消化液所溶解。

2.3 土壤中重金属的潜在健康风险

传统风险评价方法经口摄入暴露途径通常用土壤重金属总量进行计算。用土壤重金属总量进行的非致癌风险和致癌风险评价结果见表3。由表3 可知，当考虑所有采样点时，各重金属非致癌风险平均值表现为Sb ＞As ＞Fe ＞Pb ＞Mn ＞Cd ＞Cu ＞Zn，除Sb 和As 外，其他重金属的非致癌风险都小于1，表明锑矿区对人体有潜在非致癌危害的重金属主要是Sb 和As。总非致癌风险平均值为8.4，最大值可达43，表明当考虑所有重金属时，会对敏感成人人群产生较严重的潜在非致癌危害;总非致癌风险中贡献最大的是Sb，其非致癌风险平均值为7.6，最高值可达41。Cd 的致癌风险平均值(4.1 ×10-6)处于可接受范围内，而As 的致癌风险平均值(1.1 ×10-4)已经超过了可接受阈值，总致癌风险平均值也大于1.0 ×10-4，表明可能会对成人产生潜在致癌危害。另外，不同采样点重金属的非致癌和致癌风险存在明显不同，各采样区总非致癌风险平均值表现为S2＞S5＞S4＞S1＞S3＞S6，只有对照点S6的总非致癌风险平均值小于1，潜在的非致癌风险相对较小，其他采样区总非致癌风险平均值都大于1，对暴露人群可能产生非致癌危害;各采样区总致癌风险平均值表现为S5＞S2＞S4＞S1＞S3＞S6，且S5、S2和S4的总致癌风险平均值均超过可接受阈值(1.0 ×10-4)，因此对土壤中重金属可能产生的致癌危害需要特别注意。

用生物可给性结果对风险评价结果进行调整，非致癌风险和致癌风险评价结果如表4 所示。由表4 可知，调整后所有采样点各重金属非致癌风险平均值表现为Sb ＞As ＞Pb ＞Mn ＞Fe ＞Cd ＞Zn ＞Cu，由于不同重金属生物可给性不同，调整后的结果与用重金属总量得到的评价结果(表3)相比发生了变化，但Sb 和As 仍是产生致癌危害的2 种主要重金属。但调整后所有重金属非致癌风险平均值都小于1，Sb 的非致癌风险最大值也只有1.1;总非致癌风险平均值也小于1(0.28)。调整后Cd 和As 的致癌风险平均值处于可接受范围内，所有采样点2 种重金属总致癌风险值也都在可接受范围内。用生物可给性调整后重金属总非致癌风险和总致癌风险平均值分别比调整前降低了约97%和92%，表明调整后各重金属对成人的非致癌和致癌危害显著降低。调整后各采样区总非致癌风险和总致癌风险平均值都表现为S5＞S2＞S1＞S3＞S4＞S6，相比于调整前顺序也发生了显著变化。除S5处总非致癌风险平均值为1 外，其他采样区总非致癌风险平均值都小于1;所有采样区总致癌风险平均值都处于可接受范围内。可见，用生物可给性结果进行调整后，只有尾矿坝地区(S5)存在可能的健康风险，需要引起重视。

用土壤重金属总量进行健康风险评估将过高估计实际的健康风险，仅考虑经口摄入这一暴露途径，湖南锡矿山锑矿地区土壤重金属就对人体具有较高的非致癌和致癌风险，而由于土壤重金属生物可给性普遍较低，因此用其对风险评价结构调整后，重金属对暴露成人人群的健康危害并不显著。研究土壤重金属生物可给性并将其用于人体健康风险评价，对正确评价土壤重金属污染程度具有重要意义，对矿区土壤的修复及可持续利用也具有现实指导意义。近年来，欧美发达国家对将重金属生物可给性应用于人体健康风险评价开展了系统性研究，如美国已经把Pb 对人体的生物可给性的体外试验结果应用于健康风险评价，并且颁布了相关的标准方法［33］，而我国在该方面的研究还比较匮乏，有必要针对我国具体国情开展针对性的具体研究。

3 结论

(1)土壤中各重金属平均浓度为Fe(22 078 mg/kg)＞Sb(3 061 mg/kg)＞Mn(527 mg/kg)＞As(216 mg/kg)＞Zn(174 mg/kg)＞Pb(48.3 mg/kg)＞Cu(23.6 mg/kg)＞Cd(1.93 mg/kg);土壤中Fe、Mn、Cu、Zn、Pb 和Cd 浓度在可接受范围内，而土壤中的As 和Sb 为修复重点。

(2)As 与Sb 同源性很高，主要来源于人类活动;Fe、Mn 和Cu 之间同源性很高，主要与成土母质有关。另外，Cu 与Zn、Zn 与Pb、Zn 与Sb、Pb 与As、Pb 与Sb、Cd 与Sb 之间也有一定的同源性。

(3)土壤中各重金属生物可给性变化很大，SBET 法得到生物可给性平均值为Mn(36.7%)＞Cd(30.7%)＞Pb (24.4%)＞Zn (23.1%)＞Cu(12.0%)＞ As (5.89%) ＞ Fe (3.88%) ＞Sb(2.13%)，表明这些土壤重金属经口摄入后大部分不能被人体吸收。

(4)对非致癌风险，Sb 和As 是主要的污染因子;对致癌风险，As 是主要的污染因子，且七里江地区(S2)和尾矿坝地区(S5)的风险相对于其他采样区大;用土壤重金属总量进行经口摄入途径风险过高估计了实际的人体健康风险，只有S6处的总非致癌风险和总致癌风险没有超过风险阈值，用生物可给性进行调整后风险显著降低，总非致癌风险和总致癌风险平均值分别降低了约97%和92%，且只有尾矿坝地区(S5)部分采样点总非致癌风险值超过风险阈值。

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