农田土壤镉生物有效性及暴露评估研究进展

和君强，刘代欢，邓林，常海伟，秦华，殷志遥

湖南永清环保研究院有限责任公司，长沙 410330

随着我国工业化和城市化进程的推进，在经济快速发展的同时，环境污染问题形势也愈发严峻。土壤重金属污染对公众健康和生态环境的危害广受关注，其中又尤以农田土壤Cd污染最为突出。调查数据显示，我国重金属和类金属超标点位占总超标点位的比例高达82.4%[1]，其中土壤Cd点位超标率达7.0%，耕地土壤Cd超标率4.2%[2]，与全国第一次土壤普查数据相比，沿海地区和南部地区土壤Cd含量平均提升50%[3]。从农作物类型来看，稻米和蔬菜Cd污染较严重，小麦Cd污染程度相对较轻。调查显示，全国2%～13%的稻米样品超过了0.2 mg·kg-1的安全限值[4-6]，而我国南方一些区域这一比例更高。湖南省市场大米样品Cd平均含量为0.28 mg·kg-1，个别区域稻米Cd超标率甚至达到64%[7]。陆美斌等[8]对我国黄淮海和长江中下游小麦优势产区8省(市)180县(N=393)调查显示，97.5%的小麦样本Cd含量低于国家限量要求。我国蔬菜重金属污染问题同样比较严峻[9-11]，宋波等[12]、杨阳等[13]分别对北京和湖南省攸县菜地的研究显示，土壤Cd分别超标3.7%和69.6%，对局部人群存在一定健康风险。

健康风险评估是对因危害暴露而对人体健康产生潜在不良影响的特征性描述。随着农田土壤Cd污染形势越发严峻，人们越来越关注其带来的健康效应，并对这种效应进行安全评估。为此，对污染物暴露途径及评估方法有较深入的认识，对推动建立农田土壤Cd健康风险评估体系具有重要意义。评估人体对环境中风险因子暴露情况最理想的方法是直接计算人体一生中对某种风险因子吸收的精确剂量，这其中有2个重要概念：1) 确定该污染物进入人体的环境媒介和暴露途径；2) 对以上每个路径进入人体的污染物数据准确监测。但是，多数情况下直接监测人体数据较困难，所以通常依赖一些间接方法，如数学模拟、概率模型等技术估量其暴露程度。目前，国外对暴露风险模型的研究已比较成熟，我国在该领域的研究还相对较少。

依据美国研究顾问委员会(US. National Research Council, USNRC)的定义，土壤污染物生物有效性(Biological Effectiveness, BE)概念中至少涵盖了土壤中污染物溶解、迁移过程以及生物吸收机理，是与土壤性质有关的，决定生物中污染物暴露的各种物理、化学和生物的相互作用。广义地讲，生物有效性过程描述了污染物作用于生物体的能力。农田土壤Cd主要通过生物放大效应，经食物链(膳食)途径进入人体并威胁人体健康。为此，将农田土壤Cd暴露评估过程分解为2个相关联的关键环节：1) 土壤Cd被根系吸收，并在植物体内转移至可食部位的过程，评估对象为农产品；2) 食品中Cd经手—口摄入，在人体内转移并引发损害的过程，评估对象为人体。当前的土壤重金属风险评价中一般不考虑生物有效性问题，这使得风险评价中实际暴露评估的不确定性较大，具体在以上2个过程中分别表现为：1) 预测农产品Cd含量时多数基于土壤Cd总量估算，影响因素中仅考量pH和作物类型，这造成农产品Cd实际暴露量与理论值有较大偏差[14]；2) 评估Cd膳食暴露评估时多数基于摄入总量计算[15]，忽略人体组织对Cd的消化、吸收及再分配行为，即Cd对人体的生物可给性和生物有效性[16]。因此，欧洲国家有许多研究者提出将生物有效性因素放在风险评价框架内。

基于以上考量，本文详细综述了影响农田土壤Cd生物有效性(植物有效性)的影响因素及作用机理，分别从土壤因素、植物因素、污染物因素及环境因素等4个方面展开；综述了近年来土壤Cd生物有效性模型、人体Cd膳食暴露评估模型研究进展。最后，分析了我国农田土壤Cd风险评价中存在的不足，并对其暴露评估研究趋势和方向进行了初步预测，以期为农产品产地土壤Cd健康风险评估及安全基准研究提供参考。

1 土壤Cd生物有效性影响因素(Influence factors of biological effectiveness of Cd in soil)

农田土壤Cd暴露评估的第一步，需要准确对农产品中Cd含量进行预测。理论上讲，土壤-植物系统中所有界面过程均会不同程度上影响农产品中Cd的富集，只有综合考虑影响土壤Cd生物有效性的诸多因素，才能客观、准确地预测农产品中Cd的含量[17-18]。研究显示，土壤中Cd的赋存状态是一个相对稳定的动态过程，土壤中Cd的形态、分布及迁移能力受土壤理化性质如土壤pH、有机质、黏粒等[19-20]，生物因子(如作物类型和品种)，环境因子(如温度)，人为因素(如施肥等因素的综合作用)。本文将从植物、土壤、污染物及环境因素等4个方面详细论述。

1.1 植物因素

农作物根系以主动方式吸收Cu、Zn、Ni等必需营养元素的同时，以主动或被动方式吸收土壤中Cd等有害元素，植物系统中Cd从根表面到根系、由根向茎叶及其向可食部位转移与植物根呼吸(根压)、蒸腾作用等生化过程密不可分，这无疑与农作物种类与品种有重要关联。此外，当作物和土壤条件一致时，土壤中Cd的生物有效性还与吸收离子间的拮抗作用有关。

不同类型和品种作物土壤Cd生物有效性差异显著。研究显示，农产品可食部位Cd富集总体趋势为：花生>水稻>小麦>马铃薯和玉米[21]，王波等[22]对芜湖市大型超市及批发市场中三大类49个蔬菜样本重金属的检测结果显示，蔬菜可食部位重金属含量总体上表现出叶菜类>果菜类>根茎类的趋势，其中块茎类蔬菜如胡萝卜(0.073 mg·kg-1)、马铃薯(0.067 mg·kg-1)、白萝卜(0.045 mg·kg-1)Cd含量较低。同一作物不同品种间土壤Cd生物有效性也有较大差异。研究显示，同一含量水平下，不同水稻品种Cd生物富集系数(bioconcentration factors, BCF)变异区间较大，最大值和最小值间相差约6倍[23-24]。与粳稻相比，籼稻籽粒Cd含量更易超标[25]，且不同品种BCF值的变异性随着土壤Cd含量水平的提高而减小[26]。这种不同品种间Cd吸收和累积能力的差异在小麦[27-28]、花生[29]上同样得到了证实。

1.2 污染物因素

作物根系对土壤中Cd等有害元素的吸收过程受土壤中Cd的丰度、活度的直接影响。总体来讲，土壤Cd可溶态和交换态所占比例越大、总量越高，同种作物对Cd的富集趋势就越明显。土壤中Cd的赋存形态决定了其在环境中化学行为[30]。研究显示，进入土壤的外源Cd有近95%积累于0～15 cm土壤表层[31]，并与矿质胶体和有机质发生氧化-还原、吸附-解吸、络合、溶解-沉淀等一系列反应而被迅速吸附或固定[32]。在一些土壤中，植物中Cd含量并不与土壤Cd总量显著相关[33]，但与土壤中Cd的有效形态有明显关联[34-36]。土壤中Cd赋存形态及分配取决于土壤固-液-气多相体系中Cd与土壤组分间的复杂过程，即土壤pH、有机质等土壤性质控制下的溶解、络合、吸附、沉淀、挥发等作用。

土壤中各种组分对Cd的吸附机理主要有：1) 离子交换，主要依赖静电作用，吸附力弱且稳定性较差，吸附的Cd易被K、Ca等离子置换并释放，多存在于土壤溶液中；2) 专性吸附，主要发生在金属氧化物表面并常以共价键结合，分子作用力强且不易被一价和二价离子置换，但在H+和Al3+等交换性酸作用下可发生部分解离，受土壤pH、水合作用(土壤水分)等因素影响较大；3) 共沉淀，Cd可与铁锰氧化物、碳酸钙等无机化合物形成共沉积产物，作用力相对较大，稳定性较强；4) 难溶性表面沉积，Cd可与难溶性硫化物(S-Cd)、磷酸盐、氢氧化物等形成稳固性极高的矿物类似物；5) 有机配位作用，Cd可与固相有机配位体复合并形成不溶性复合物。

根据吸附基质的不同可将土壤中Cd的形态分为5类：可交换态、碳酸盐结合态、铁锰结合态、有机结合态和残渣态。土壤中不同作用基质与Cd的反应机理不同，形成的不同结合态的稳定性、生物有效性有较大差异。可交换态Cd对环境变化敏感，容易发生迁移转化且可被植物直接吸收；碳酸盐结合态、铁锰结合态和有机结合态Cd为生物潜在可利用态，在低pH和低氧化还原电位(Electro-harmonix, Eh)时有效性提高，其中碳酸盐结合态Cd易受水溶液和根际分泌物的影响，特别是对pH变化十分敏感；铁锰结合态Cd具有较强的离子键作用力，生物有效性较低[37]，但受Eh干扰较大，如长期渍水时铁锰结合态Cd易被释放；有机物结合态Cd为各种有机物及矿物颗粒包裹层等与Cd螯合而成，受微生物活动和根际效应干扰相对较大；残渣态Cd在土壤中迁移较弱，基本不受环境因素的影响，对生物可利用性贡献不大[38]。杨忠芳等[39]研究表明，可交换态Cd随着土壤pH值增大而降低，碳酸盐态和铁锰结合态Cd随土壤pH增大而增加。研究显示，北方农田土壤中交换态Cd所占比重相对较少，3种潜在可利用态Cd比例可达80%以上[40]。穆晓慧等[41]研究表明，黄土高原农田土壤中Cd以有机物结合态和铁锰氧化物结合态为主，其中铁锰氧化物结合态Cd生物有效性相对较高。

1.3 土壤因素

1.3.1 pH值

土壤pH是影响土壤Cd化学行为过程的重要因素之一。随着土壤pH值的上升，土壤颗粒表面对Cd的吸附作用增强。pH对土壤Cd活性和生物有效性的影响作用主要有：1) 改变土壤溶液中Cd形态，影响土壤中Cd的溶解度，随着pH的下降，土壤Cd溶解性增强；2) 影响土壤有机质溶解性，进而改变Cd行为。研究显示，pH值是影响水稻土Cd生物有效性以及稻米Cd累积的重要影响因素[42-43]。随着土壤pH提高，黏土矿物、水合氧化物和有机质表面的负电荷数量增加，对Cd的吸附性能随之加强。酸性条件下Cd2+吸附主要发生在腐殖质表相；pH升高至中性时，吸附反应主要发生在铁铝氧化物表面。李程峰等[44]对红壤Cd吸附行为的研究中发现，随着pH的升高，红壤中基于配位反应的专性吸附不断增强，且pH值低于11时，吸附反应主要由CdCO3控制，而大于11时，吸附反应则主要由Cd(OH)2控制。大量土壤改良试验显示，施用石灰和石灰氮是抑制Cd污染土壤上植株吸收Cd的有效措施[45]，但抑制效果一旦弱化，吸附的Cd又会被释放出来并引发“二次污染”[46]。

1.3.2 有机质

有机质与Cd离子的作用机理主要有：1) 有机质表面负电荷与Cd2+的吸附作用；2) 小分子腐殖质与Cd2+形成可溶性复合体；3) 大分子固相腐殖质与Cd2+发生螯合作用并固定重金属离子。所以，土壤中有机质不同赋存形态和比例对土壤中Cd的生物有效性的影响有显著差异。颗粒有机质腐殖化程度不高，不具备胶体性质，主要通过离子交换形式固定重金属，并且粒径越小固定效果越好。研究表明，颗粒有机质对Cd的吸附能力在pH 5～7时达最高水平，并且土壤中Cd2+与颗粒有机质形成的复合体还能减缓有机质的矿化，以提高其稳定性[47]。固相大分子量腐殖质(如胡敏酸)可与Cd形成高稳性络合物，并且提供更多的Cd络合位点[48]，从而有利于降低土壤中Cd的生物有效性。另一方面，可溶性有机质(如富里酸)则可与Cd形成可溶态络合物，从而增加土壤中Cd的移动性，一定程度上反而会提高其生物有效性[49]。

1.3.3 Eh值

土壤Eh主要决定于土体内水气比例，同时受到微生物活动、易氧化还原无机物质和易分解有机物料、植物根系代谢等行为的影响，主要通过影响土壤中Cd的溶解度或价态来影响土壤中Cd的生物有效性。还原状态下，Cd可与硫化物形成难溶化合物、与有机质络合、被铁锰氧化物吸附，使土壤溶液中的Cd离子减少。淹水条件下土壤Eh下降，秸秆和籽粒对Cd的富集能力显著降低[50]。大量田间调查数据显示(N=1 763)，淹水和非淹水条件下，不同基因型和地域上稻米Cd含量差异达41～154倍[44]。造成此结果的原因可能为：1) 还原性条件下，土壤Cd主要以难溶性Cd—S结合态存在，生物有效性低；2) 还原性土壤中，有大量Fe2+、Mn2+离子存在，它们与Cd2+存在竞争作用，植物Cd吸收量降低；3) 淹水土壤pH一定程度提升，在低Eh、高pH条件下铁锰氧化物对Cd的吸附性增加。所以，在稻田土壤Cd治理中，水分管理为稻田Cd风险管控的一项重要安全举措。

1.3.4 粘土矿物

粘土矿物是土壤的重要组成部分，其含量的高低对土壤中重金属的有效性有非常重要的影响。多数土壤中粘土矿物占10%～30%，粘土矿物颗粒比表面积大，且带有永久性负电荷，对土壤中的Cd2+具有较强吸附作用。几种粘土矿物均对Cd2+有稳定的吸附能力[51]，如沸石[52-54]、蒙脱石[55]、膨润土[56]等。黏土矿物的种类不同对重金属的吸附效果不同。研究显示，在pH值为4，温度23 ℃和金属离子浓度约为4×10-6条件下，Cd吸附容量为蒙脱石>伊利石>高岭石[57]。同种粘土矿物对不同重金属的吸附量也存在显著差异[58]，伊利石对不同的重金属离子吸附容量表现为Cr3+>Zn2+>Cd2+>Cu2+>Pb2+。随着pH的增大，黏土矿物对Cd的吸附量随之上升，黏土矿物如硅铝酸盐和铁铝氧化物对土壤中重金属的吸附作用尤其是专性吸附，可起到使土壤重金属固定或暂时失活的减毒效应[59]。

1.4 环境因子

2 土壤Cd生物有效性模型(Biological effectiveness prediction models of Cd in cropland soil)

在进行土壤Cd膳食暴露评估时，多数情况下直接依据膳食Cd总量及用量计算摄入量。对于农田而言，不同土壤条件下生产的农产品中Cd含量有极大差异，这也导致了农田Cd膳食暴露评估不确定性较大。单一依据土壤Cd总量或有效态常常难以很好地表征其在作物可食部位的积累。为此，综合考量土壤Cd浓度、形态和影响因素以建立普适性的土壤Cd生物有效性预测模型，不仅是土壤毒理学研究上的需求，同时提供了一种农产品Cd食品安全风险快速评估的有效手段，而且也有益于后续的土壤Cd膳食暴露评估工作。

通过对现实过程的抽象与简化，是识别污染物传输行为与风险的关键过程[68]。单因子污染物胁迫下环境物对特定生物受体的环境效应，基本上决定于其所处的土壤环境本身的理化性质，但同时受到土壤中污染物浓度的极大制约[68]。近年来，我国学者在土壤重金属生物有效性模型方面开展了一些工作[69]，但系统性研究积累还相对薄弱。

2.1 简单表征法

直接表征法通常采用BCF或经确定性方法对评价指标进行简单描述性统计。BCF值定义为生物受体与环境介质中污染物浓度的比值，且通常采用污染物总量表征。BCF值可用来表征受体中污染物的富集特征，作为污染物健康风险评估的重要参数之一[70]，但近年来在应用中已暴露出一些局限性。研究显示，在污染物含量非常低的情况下，使用全量往往会高估植物体内的重金属含量，而在土壤污染物含量极高的情况下，又可能低估植物体内的重金属含量[71]。所以一些机构更倾向于应用土壤重金属有效态而非全量进行农产品产地土壤重金属污染风险评估。

直接表征法常采用确定性方法如评价指标变异数据的平均值或中值代表其全部特征，这一过程往往会不可避免地丢失数据中的大量信息。这种评估方法具有一定的主观性，难以满足大空间尺度下的应用。同时，学者们也尝试挖掘并充分利用数据的分布、统计信息，改进模型以提高预测准确度。程韵韵等[72]分别采用线性回归与蒙特卡洛耦合模型法、回归方程法和吸收系数法构建了稻米Cd含量的预测方法；张红振等[73]利用回归模型和富集系数中位值分别对作物可食部分中Cd的含量进行了科学预测。

2.2 经验模型

经验模型是对简单表征法的改进，通常于土壤Cd的BCF模型中引入影响土壤Cd生物有效性的主控因子，以建立多因子的回归模型[74]。研究显示，土壤Cd含量与作物可食部位浓度在对数转换后呈显著线性相关[68,75-76]。另有研究表明，将BCF与显著影响作物吸收重金属的土壤因子如pH、有机质等建立多元线性回归模型，可量化土壤性质与富集系数间的关系，从而可以较准确地估算作物可食部位中Cd的富集[77-81]。基于此原理，薛强等[82]构建了德兴地区水稻、小白菜可食部位中Pb、Cd、As、Hg含量的预测模型。

土壤Cd生物有效性除受土壤Cd浓度和土壤性质影响外，还受到作物因素及交互作用影响。在建立土壤Cd生物有效性模型时，不可避免地需要考虑消除这种影响，这就需要对数据变量进行归一化处理。在土壤重金属生态风险评估方面，李波[83]通过大量的实验研究，建立了土壤性质(pH、阳离子交换量、有机质等)和生物毒害指标之间的量化关系以及多个物种的生物毒害模型。王小庆等[84-85]应用这些生物毒害模型对铜、镍等毒理学数据进行了归一化研究，将构建的毒理学数据归一化到不同土壤条件下。研究显示，应用归一化原理还可以估算其他类型土壤生物有效性，也可以实现污染物毒性效应的种间外推[86]。

作物品种对土壤Cd生物有效性的影响极大。物种敏感性分布法(species sensitivity distribution, SSD)，可以利用不同土壤性质条件下污染物在不同生物受体中的累积效应数据建立物种敏感性分布曲线，通过获取曲线上不同百分点所对应的浓度值(hazardous concentration, HCx)，即可获得不同保护(1%～x%)水平的生物受体中的累积或毒性效应数据。目前，SSD法已成为国际上风险评价的研究热点之一，当前主要应用领域为水生和陆生动植物的毒性生态风险评价[87-89]，其在土壤污染物风险评估上应用还相对较少[90]。利用SSD法建立的土壤生物有效性模型综合考虑了物种敏感性、土壤性质等因素对其生物有效性的影响，具有科学性、基础性和区域性特点[91]。利用此原理，丁昌峰等[16]利用Burr Ⅲ型分布，拟合了红壤和潮土上不同根菜品种的Hg富集特征模型。

2.3 机理模型

经验模型构建所需数据和变量较少，且计算相对简便，适合大范围的应用[92-93]，但经验模型通常缺乏普适性，而机理模型对土壤-植物系统中Cd的环境行为解释度较高，但建模过程通常需要较大的数据量，需要对土壤-植物系统中不同界面Cd的反应过程有较深入的探索，因此建模难度大且难以在大范围内应用。但从发展趋势看，国际上进行污染土壤风险评估研究正往机理模型方向发展[94]。

近年来，基于大量水环境中金属形态与其生物有效性或毒性关系的研究结果，提出了一些描述重金属毒性的机理模型，最具代表性是生物配体模型(Biotic Ligand Model, BLM)[95]和自由离子活度模型(Free Ion Activity Model, FIAM)[96]。近年来，生物配体模型等机理模型应用范围已呈现出向陆地环境领域拓展的趋势。通过机理模型预测重金属形态和分布是土壤重金属有效性研究的发展方向，但需要加强对土壤中复杂的组分和作用过程的研究，如各种天然吸附物质表面的复杂性、各表面间相互作用对重金属吸附的影响机制。

2.4 半机理模型

近年来，将污染物质物迁移过程细分为土壤固相-土壤溶液-根表-根内-植物地上部，并与污染物形态分析相结合的半机理模型也逐渐获得科学界的认可[97]。陈美娜等[98]在进行底泥有机氯农药(organochlorinated pesticides, OCPs)生物有效性评估时，利用强吸附性树脂(Tenax) 6 h和24 h单点萃取技术对OCPs在底栖生物体内的累积量实现了快速预测。此外，李娟英等[99]利用生物膜仿生材料——聚二甲基硅氧烷(polydimethylsiloxane, PDMS)对底泥中菊酯类农药进行固相微萃取(solid-phase microextraction, SPME)，并预测了海洋沉积物中污染物的生物累积特征。上述研究探索均为土壤Cd生物有效性模型预测提供了方向。今后，需要加强对土壤中Cd的固液分配、有效形态、界面过程研究，借鉴本学科或其他学科生物学原理，以及新型形态分析方法，探索构建表征土壤中不同形态Cd的分布、活度变化的预测模型，结合生物受体Cd吸收—转运规律，构建半机理的土壤Cd生物有效性动态、量化预测模型。

3 膳食Cd暴露评估模型(Dietary exposure estimation model of Cd)

农田土壤Cd健康风险的最终评估受体为人体组织。杨敏等[100]对石门雄黄矿周边农田土壤重金属健康风险评估的研究显示，成人和儿童的日暴露量及非致癌健康风险的主要暴露途径均为经手—口摄入，即通过膳食途径威胁人体健康。膳食暴露评估模型可分为确定性模型和概率模型两类。前者用以评估某时期或某时刻人群暴露于污染物下的风险，该评估过程简便、快速但“不确定性”较大。后者则更加强调模拟数据的“变异性”和“不确定性”，评估模型条件参数较多，因此其预测模型也相对较复杂，分析和计算通常需要应用相关的专业工具和计算软件。

美国和欧盟在环境污染物膳食暴露评估概率模型领域研究较为深入，且推出了一系列评估模型。目前常用的膳食暴露评估模型主要有美国的DEEM模型[101]、Calendex模型[102]、Life Line模型[103]及欧洲的Consumer模型[104]、POCER模型[105]、CETOX-human模型、CLEA D.D.模型及CSOIL 8.0模型[106]等。近年来，US EPA相关模型、蒙特卡洛模型、地理信息系统等健康风险评估方法已陆续被用来对我国重金属污染暴露人群进行健康风险评估[107]，但评估案例及应用研究还相对较少。

在当前的膳食暴露评估中，通常利用摄入总量进行计算，较少考虑污染物在人体消化系统的吸收利用以及污染物在人体中的迁移—转化—再分配过程。通过膳食途径进入人体的污染物，往往需要在胃、肠道内经历消化过程，然后随血液循环累积到人体不同组织器官中，引起器官的组织形态和新陈代谢的变化，从而对人体产生毒性效应。污染物在人体中的吸收过程通常采用生物可给性和生物有效性概念表征。生物可给性是指模拟胃肠环境条件下，污染物进入到消化液的比例，而生物有效性通常是指污染物被人体吸收后通过血液循环在体内再分配，最终进入器官组织的污染物比例。近年来，我国学者也陆续将生物可给性指标成功应用于场地土壤[16]、城市表层土壤[108]、公园土壤[109]、大气总悬浮颗粒物及PM2.5中重金属污染[110-111]的健康风险评估实践中。生物有效性指标则一般采用体内实验(In vivo)，如利用动物实验模拟，但由于模拟动物与人体生理及功能有一定的差异，并且实验周期通常较长，这使得体内实验表征污染物人体生物有效性受到一定限制且评估不确定性常常较高。近年来，利用体外实验(in vitro)，如Caco—2细胞(human colon adenocarcinoma cell line)模型研究人体中污染物生物有效性的研究已获得较大发展。目前，Caco—2 细胞模型主要应用领域为药物吸收测试[112-113]，近年来也有学者尝试应用于水体及水生动物膳食暴露评估研究[15,114-115]。

4 研究展望(Research prospect)

4.1 土壤Cd生物有效性模型

1) 基于单一土壤Cd总量或有效态难以很好地表征土壤Cd生物有效性和作物富集特征。相较于复杂的机理模型，经验模型所需相关理论积累和基础数据少、操作简便且适用性强，可在相对较短内时间内取得突出进展，在可预见未来有一定的优势和应用前景。建议深入对土壤中Cd的浓度、形态变化及其影响因素及作用机理进行探索，积极构建基于土壤Cd浓度、富集特征以及土壤性质因子的普适性的土壤Cd生物有效性模型。借鉴生态风险评估中数据变量归一化原理及其物种敏感度方法，并将其应用于农田土壤Cd健康风险评估实践。

2) 基于机理和半机理模型预测土壤Cd生物有效性是未来的研究热点之一。今后，需要加强对土壤中Cd的固液分配、有效形态、界面过程等的研究，以及生物受体对环境介质中污染物的吸收—转运—迁移机理研究，构建Cd在土壤-植物Cd不同界面中的动态变化模型，最终整合并构建土壤重金属生物有效性机理模型。建议重视交叉学科及新方法、新技术的引入，探讨并尝试将BLM、FIAM等模型应用于农田土壤Cd生物有效性及健康风险评估。

4.2 膳食Cd暴露评估模型

1) Cd在人体中的吸收、转运及再分配评估是未来土壤Cd健康风险评估研究的重要环节。这主要包括2个相关联的过程：模拟人体胃肠对Cd的消化行为(生物可给性)；模拟人体吸收Cd通过血液循环再分配并造成机体损害行为(生物有效性)。利用Caco-2细胞模型等体外试验探讨人体中Cd的生物有效性是未来人体健康风险评估的重点之一，现阶段该方法主要用于药物吸收测试，需深入探讨其在重金属毒性评估方面的应用。

2) 污染物暴露评估受不同国家、地区食品生产、消费习惯、污染物性质及污染水平的客观差异影响极大。目前，我国人群暴露评估模型主要借鉴欧美等现有数学模型，还暂未发布专属于我国重金属污染人群健康风险评估的模型体系。对于农田土壤Cd健康风险评估，亟待深入土壤Cd生物有效模型及膳食暴露评估模型研究。

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