化工地块污染土壤中砷的生物有效性研究

裴 宇, 晏闻博*, 余 望, 刘玉含, 李 瓒, 马 文, 张学涛, 胡星路

(1.中国电建集团 北京勘测设计研究院有限公司,北京 100024; 2.中国石油大学(北京) 化学工程与环境学院,北京 102249)

自改革开放以来,中国经济迅猛发展,但伴随而来的环境污染问题也越来越严重[1-4]。在重金属污染区域,开展人体健康风险评估时一般主要考虑重金属的总量毒性[5-6],但有研究表明,重金属生物毒性不仅与其总量有关,也与其各形态含量有着紧密关系[7]。通过物理化学方法对重金属形态进行检测,可以确定重金属污染程度与形态分布情况,进而预测重金属对人体健康可能造成的伤害[8]。在中国冶炼、化工等行业污染地块中,砷是较为典型且突出的重金属污染物[9-10]。为满足城市建设用地需求,部分砷污染地块会被转变为居住用地,因而对这些地块开展人体健康风险评估十分必要[11]。人体健康风险评估中暴露量以土壤重金属总量为计算基准,评估土壤重金属通过经口摄入等途径进入人体后,对人体产生的危害大小[12]。经口摄入的土壤重金属在胃酸(pH值为0.9～1.5,属于强酸性)分解下,也无法百分之百从土壤中解吸至胃液中,因此在人体健康风险评估中采用土壤重金属总量数据获取的评估结果是偏保守的[13]。为获取准确的评估结果,越来越多的研究通过实验模拟人体胃肠系统对土壤重金属的消化吸收过程,进而测算土壤重金属在胃肠系统中的溶解量,以此较为真实地反映人体重金属摄入量[14]。

以某典型化工地块为例,采集不同污染程度的土壤样品,开展Tessier顺序提取和In Vitro胃肠模拟实验,查明土壤中砷的含量、形态和浸出毒性等特性,研究砷的生物有效性,为砷污染评价中暴露评估参数的选择提供参考,进而为制定砷污染修复目标、确定污染土壤处理方量等提供科学依据。

1 材料与方法

1.1 实验材料

选择某典型化工地块内的砷污染土壤作为研究样品(表1),这些样品分别采自于重度(砷含量超过管控值10倍以上)、中度(砷含量超过管控值1～10倍)、轻度(砷含量小于管控值)污染区域。

表1 实验土壤样品砷含量检测结果Table 1 The detection results of arsenic in soil samples

将采集的土壤样品平铺在塑料薄膜上,自然风干1 d;风干后过4目(4.75 mm)不锈钢筛网,剔除大块异物,若有黏土块,用木槌敲碎后再过筛;筛后土壤放入自封袋中,零顶空密封,置入4℃的冰箱中保存。检测前,从袋中取土壤样品,用玛瑙钵将其碾碎,全部过60目(0.25 mm)筛,将过筛后的土壤立即进行检测,分析项目为总砷及不同形态砷含量。

1.2 实验方法

土壤重金属有效态含量的检测方法有直接检测法和间接检测法[15-16],本实验选择直接检测法连续浸提。

1.2.1 生物活性测定

采用Tessier顺序提取方法,分步获得土壤样品中5种形态砷的含量[17],提取方法与流程如下:

(1) 可交换态砷。在室温下,用100 mL锥形瓶称取自然风干后的土壤样品1 g,加入浓度为1 mol/L的氯化镁溶液(pH=7)8 mL,放置于恒温振荡器持续振荡1 h,然后使用高速离心机(设置转速为3 000 r/min)离心分离30 min,吸取全部上清液进行砷含量检测。

(2) 碳酸盐结合态砷。将浓度为1 mol/L的乙酸钠溶液8 mL加入步骤(1)的锥形瓶(内含土壤残余物),放置于恒温振荡器持续振荡5 h,然后使用高速离心机(设置转速为3 000 r/min)离心分离30 min,吸取全部上清液进行砷含量检测。

(3) 铁锰氧化物结合态砷。将浓度为0.04 mol/L的盐酸羟胺溶液20 mL与体积比为25%的醋酸溶液20 mL加入步骤(2)的锥形瓶(内含土壤残余物),放置于恒温加热器上(设置温度为96±6℃),间歇搅拌,持续6 h,然后使用高速离心机(设置转速为3 000 r/min)离心分离30 min,吸取全部上清液进行砷含量检测。

(4) 有机结合态砷。将浓度为0.02 mol/L的硝酸溶液3 mL与体积比为30%的过氧化氢溶液5 mL加入步骤(3)的锥形瓶(内含土壤残余物),用硝酸调节pH=2,放置于恒温加热器上(设置温度为85±2℃),间歇搅拌,持续2 h;再将体积比为30%的过氧化氢溶液3 mL加入,用硝酸调节pH=2,间歇搅拌,持续3 h后停止加热;待混合液体自然冷却至室温,加入浓度为3.2 mol/L的乙酸铵和体积比20%的硝酸溶液5 mL,再加入蒸馏水将液体稀释至20 mL,然后使用高速离心机(设置转速为3 000 r/min)离心分离30 min,吸取全部上清液进行砷含量检测。

(5) 残渣态砷。将氢氟酸2 mL与高氯酸10 mL加入步骤(4)的锥形瓶(内含土壤残余物),消解至接近干化;再次将氢氟酸10 mL与高氯酸1 mL加入,消解接近干化;再次将高氯酸1 mL单独加入,消解至出现白色烟雾;最后将残余物质溶解在盐酸(12 mol/L)中,加入蒸馏水将液体稀释至25 mL,然后使用高速离心机(设置转速为3 000 r/min)离心分离30 min,吸取全部上清液进行砷含量检测。

1.2.2 生物有效性分析

采用In Vitro方法模拟胃肠阶段对土壤中砷的吸收,获得砷的溶解量。

(1) 胃阶段。需要预先配置模拟胃液,每批样品需要4 L模拟胃液。模拟胃液配置方式:取1 L容量瓶,依次加入氯化钠8.775 g、柠檬酸0.5 g、苹果酸0.5 g、乳酸1.68 mL、醋酸2 mL、胃蛋白酶1.25 g、蒸馏水,用盐酸(12 mol/L)将pH值调到1.5,充分混合后备用。

取500 mL模拟胃液置于500 mL广口螺纹瓶中,将氮气管插入瓶底,通氮气(流速1 L/min)至少15 min,将模拟胃液中氧气充分排出,创造厌氧环境;迅速加入过60目(0.25 mm)筛的土壤样品5 g,旋紧盖子后,放置于恒温(设置温度为37℃)摇床上振荡1 h(设置转速为100 r/min);振荡结束后,依次吸取200 mL反应液于离心管中,使用高速离心机(设置转速为3 500 r/min)离心分离30 min,取上清液过0.45 μm微孔滤膜,将滤液收集放置于密封采样瓶中,分析检测滤液中三价砷和总砷的含量。

(2) 小肠阶段。使用预先配置的碳酸氢钠饱和溶液,将步骤(1)反应液pH调至8,在每个500 mL广口螺纹瓶中加入胰酶0.36 g、胆盐1.2 g,再将氮气管插入瓶底,通氮气(流速1 L/min)至少15 min,将反应液中氧气充分排出,创造厌氧环境;迅速加入过60目(0.25 mm)筛的土壤样品5 g,旋紧盖子后,放置于恒温(设置温度37℃)摇床上振荡1 h(设置转速为100 r/min);振荡结束后,在第0、15、30、45、60、200 min,测定反应液pH值,通过滴加盐酸(12 mol/L)或碳酸氢钠饱和溶液,维持反应液pH值为8.0;在第240 min,依次吸取200 mL反应液于离心管中,使用高速离心机(设置转速为3 500 r/min)离心分离30 min,取上清液过0.45 μm微孔滤膜,将滤液收集放置于密封采样瓶中,分析检测滤液中三价砷和总砷的含量。

土壤样品砷含量的检测方法参考《水和废水监测分析方法》(第四版)和《土壤和沉积物 12种重金属元素的测定 王水提取—电感耦合等离子体质谱法》(HJ 803—2016)等规范。

1.3 数据处理与计算方法

1.3.1 生物活性系数计算

重金属的生物有效性可以用生物可利用性和迁移能力进行衡量[18]。生物活性系数(MF)是指重金属中可交换态与碳酸盐结合态等较容易利用形态与各形态之和的比值,该比值反映了土壤中重金属不同形态能被生物利用情况[19]。较小的生物活性系数代表着土壤重金属较难被生物体利用,相反,较大的生物活性系数代表着土壤重金属极易被生物体利用[20]。

(1)

式中:F1为可交换态含量,mg/kg;F2为碳酸盐结合态含量,mg/kg;F3为铁锰氧化物结合态含量,mg/kg;F4为有机结合态含量,mg/kg;F5为残渣态含量,mg/kg。

1.3.2 生物有效性计算

重金属在胃和小肠消化阶段的生物有效性(BA)可用公式(2)计算:

(2)

式中:CIV为In Vitro实验中胃和小肠消化阶段可溶态重金属量,mg/L;VIV为In Vitro实验中反应液体积,L;CS为土壤样品重金属含量,mg/kg;MS为土壤样品质量,kg。

1.3.3 人体重金属暴露估算

人体每日通过经口和呼吸途径摄入的重金属量(EWm)根据公式(3)计算:

EWm=Cm×EWsoil

(3)

式中:Cm为土壤重金属含量,μg/g;EWsoil为每日摄入的土壤量,g/d。

1.3.4 人体吸收重金属量计算

人体每日通过经口和呼吸途径摄入的重金属中,通过胃和小肠消化阶段吸收的重金属量(EWA)根据公式(4)计算:

EWA=EWm×BA

(4)

2 结果与讨论

2.1 不同形态砷含量特征

土壤样品的砷主要有可交换态、碳酸盐结合态、铁锰氧化物结合态、有机结合态、残渣结合态等5种形态,各形态含量如表2所示,含量分布图如图1所示。由表2和图1可知,各样品中不同形态砷的含量分布特征相似。残渣态砷在所有样品中均有检出,含量为45.6～1 600 mg/kg,占样品总砷的比例最高,尤其是S03和S01样品,其残渣态砷含量分别达到了对照样S00的35.1和24.8倍。其次是铁锰氧化物结合态砷,除了对照样S00外,在其他4件样品中检出,含量为5.2～510 mg/kg,占样品总砷的比例较高。而可交换态、碳酸盐结合态和有机结合态砷含量较低,仅在2件样品中检出,占样品总砷的比例很低,其中可交换态、碳酸盐结合态砷只在S03和S01样品有检出,含量分别为1.1～6.9、22.5～26.7 mg/kg。

图1 不同形态砷含量分布Fig.1 Distribution of content of different forms of arsenic

表2 不同形态砷含量(mg/kg)Table 2 The content of different forms of arsenic

本文用于生物活性系数计算的生物有效态砷包括可交换态和碳酸盐结合态砷,含量由高到低分别为29.4、27.8、1、1、1 mg/kg,对应于S03、S01、S02、S04、S00样品,分别占样品总砷的1.35%、2.00%、0.24%、0.28%、2.10%,即各土壤样品中砷的生物活性系数为0.002 4～0.021 0。

2.2 消化阶段砷的生物有效性

由表3可知,5件土壤样品的总砷含量为34.7～2 260 mg/kg,相互之间差异较大,它们在In Vitro实验不同消化阶段的生物有效性也差异明显,在胃阶段和小肠阶段分别为0.67%～26.88%、0.11%～13.71%,合计0.78%～36.81%。其中S01和S03样品的总砷含量较高,分别为1 410、2 260 mg/kg,它们的生物有效性也较高,如S01样品的生物有效性在胃阶段和小肠阶段分别为26.88%、9.93%,合计36.81%;相应地,成人在胃阶段和小肠阶段摄入的砷量分别为37.9、14.0 μg/d,合计51.9 μg/d,而儿童在胃阶段和小肠阶段摄入的砷量分别为75.8、28.0 μg/d,合计103.8 μg/d。S02和S04样品的总砷含量明显低于S01和S03样品,分别为423、360 mg/kg,它们的生物有效性也较低,如S02样品的生物有效性在胃阶段和小肠阶段分别为3.31%、13.71%,合计17.02%;相应地,成人在胃阶段和小肠阶段摄入的砷量分别为1.4、5.8 μg/d,合计7.2 μg/d,而儿童在胃阶段和小肠阶段摄入的砷量分别为2.8、11.6 μg/d,合计14.4 μg/d。作为对照样的S00具有最低的总砷含量,为34.7 mg/kg,显著低于其他样品,其生物有效性也是最低,在胃阶段和小肠阶段分别为0.67%和0.11%,合计0.78%;相应地,成人在胃阶段和小肠阶段摄入的砷量分别为0.87、0.55 μg/d,合计1.42 μg/d,而儿童在胃阶段和小肠阶段摄入的砷量分别为1.74、1.10 μg/d,合计2.84 μg/d。

表3 不同消化阶段砷的生物有效性Table 3 Bioavailability of arsenic in different digestive stages

由于三价砷的毒性远高于五价砷,因此对三价砷的生物有效性和摄入量进行了分析,结果如表4所示。不同样品在In Vitro实验的胃阶段和小肠阶段,三价砷的生物可给量普遍低于五价砷,相应地,三价砷的生物有效性和人体摄入量也低于五价砷。以S01样品为例,三价砷的生物有效性在胃阶段和小肠阶段分别为9.93%和0.85%,合计10.78%;成人在胃阶段和小肠阶段摄入的砷量分别为14.0、1.2 μg/d,合计15.2 μg/d,而儿童在胃阶段和小肠阶段摄入的砷量分别为28.0和2.4 μg/d,合计30.4 μg/d,均明显低于表3中的相关数据。

2.3 消化阶段有效态砷与土壤砷的相关性

本文对各样品In Vitro实验消化阶段吸收的有效态砷含量与土壤砷含量进行了相关性分析,结果如图2 和图3所示,可知胃阶段和小肠阶段吸收的有效态砷含量与土壤砷含量(包括总砷和不同形态砷含量)呈显著的线性正相关关系。各样品中砷的生物有效性同样与土壤砷含量呈线性正相关关系(图4)。此外,胃阶段和小肠阶段吸收的有效态砷含量相互间也呈明显的线性正相关关系(图5)。以上说明土壤砷含量越高,通过经口和呼吸途径进入人体的砷污染物越多,经胃肠消化吸收的有效态砷含量就越高。

图2 不同消化阶段有效态砷含量与土壤砷含量的相关性Fig.2 Correlation analysis between bioavailable arsenic content in different digestive stages and soil arsenic content

图3 不同形态砷含量与消化阶段有效态砷含量的相关性Fig.3 Correlation analysis between arsenic content of different forms and bioavailable arsenic content in digestive stages

图4 砷生物有效性与土壤砷含量的相关性Fig.4 Correlation analysis between bioavailability coefficient of arsenic and soil arsenic content

图5 不同消化阶段有效态砷含量的相关性Fig.5 Correlation analysis of bioavailable arsenic content in different degestive stages

2.4 Tessier方法与In Vitro方法对比

采用Tessier顺序提取法和In Vitro实验模拟方法得到的有效态砷对比结果见表5,可以看出前一种方法得到的生物活性系数的百分数为0.24%～2.10%,明显低于后一种方法得到的生物有效性(0.78%～36.81%),当然得到的有效态砷含量也是如此对比结果。因此,在进行重金属污染土壤的人体健康风险评估时,采用Tessier顺序提取的有效态重金属含量数据计算的风险结果可能较实际偏低,有必要针对评价区土壤开展人体消化系统的模拟吸收实验,得到相应的有效态重金属含量数据,用此数据进行风险评估。

表5 Tessier法和In Vitro法得到的有效态砷含量Table 5 The bioavailable arsenic content obtained by Tessier and In Vitro method

3 结论与展望

(1) Tessier顺序提取方法测试结果表明,研究区土壤样品中残渣态砷含量占比最高,而生物有效态(可交换态和碳酸盐结合态)砷含量占比较低,生物活性系数为0.002 4～0.021 0(即百分数为0.24%～2.10%)。

(2) In Vitro胃肠模拟实验结果表明,胃和小肠阶段吸收的有效态砷含量与土壤砷含量呈线性正相关关系,砷的生物有效性为0.78%～36.81%。

(3) Tessier顺序提取法得到的有效态砷含量与In Vitro方法相比是偏低的。

(4) 本研究仅对污染土壤中的砷开展了基于Tessier顺序提取和In Vitro胃肠模拟实验的生物有效性研究,而化工地块通常为多污染物复合污染,为提高人体健康风险评估的准确性,后续应对其他污染物开展生物有效性研究。同时在胃肠模拟实验中,假设了胃肠吸收效率为100%,但实际情况是胃肠吸收效率无法达到100%,因此后续还需针对重金属开展胃肠吸收效率研究。