污染場(chǎng)地土壤中Cd人體可給性影響因素及對(duì)篩選值的影響

鐘茂生，彭　超，姜　林*，韓　丹，夏天翔，姚玨君，鄭　迪（.北京市環(huán)境保護(hù)科學(xué)研究院，國(guó)家城市環(huán)境污染控制工程技術(shù)研究中心，污染場(chǎng)地風(fēng)險(xiǎn)模擬與修復(fù)北京市重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，北京 00037；.北京市固體廢物和化學(xué)品管理中心，北京 00089）

污染場(chǎng)地土壤中Cd人體可給性影響因素及對(duì)篩選值的影響

鐘茂生1，彭超1，姜林1*，韓丹1，夏天翔1，姚玨君1，鄭迪2（1.北京市環(huán)境保護(hù)科學(xué)研究院，國(guó)家城市環(huán)境污染控制工程技術(shù)研究中心，污染場(chǎng)地風(fēng)險(xiǎn)模擬與修復(fù)北京市重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，北京 100037；2.北京市固體廢物和化學(xué)品管理中心，北京 100089）

采用Unified bioaccessibility model （UBM） 模擬胃腸消化的方法測(cè)試了來自湖南、廣西和大連12個(gè)污染土壤樣品中Cd的人體可給性.結(jié)果顯示，Cd在胃提取階段的可給性為12.24%～81.10%，平均值為53.60%，腸提取階段的可給性為2.01%～43.30%，平均值為19.74%.胃提取階段的可給性濃度僅與總鎘（TCd） （P＜0.000，n=12）和總錳（TMn） （P=0.04，n=12）顯著正相關(guān)，腸提取階段的可給性濃度與TCd （P＜0.001，n=12）、胃階段Cd的可給性濃度（P＜0.001，n=12）以及TMn（P=0.05，n=12）均顯著正相關(guān).胃階段基于土壤中TCd和TP含量能較好的預(yù)測(cè)Cd在胃階段的可給性濃度，模型決定系數(shù)（R2）達(dá)到0.992，腸階段基于Cd在胃階段的可給性濃度及土壤pH值能較好的預(yù)測(cè)其在腸階段的可給性濃度，R2達(dá)到0.999.考慮土壤中Cd在胃中的可給性時(shí)，居住及工商業(yè)情形下土壤篩選值分別提升至未考慮可給性時(shí)的1.8倍（以可給性平均值計(jì)算）和1.2倍（以可給性最大值計(jì)算）.考慮土壤中Cd在腸階段的可給性時(shí)，居住及工商業(yè)情形下土壤篩選值分別提升至未考慮可給性時(shí)的5.0倍（以可給性平均值計(jì)算）和2.3倍（以可給性最大值計(jì)算）.

Cd；污染場(chǎng)地；土壤；人體可給性；影響因素；篩選值

近年來，隨著我國(guó)大規(guī)模的城市化和“退二進(jìn)三”、“退城進(jìn)園”等舊城改造及淘汰落后產(chǎn)能政策的實(shí)施，許多工業(yè)企業(yè)將逐步搬遷關(guān)停.工信部數(shù)據(jù)顯示，僅2011年至2013年，我國(guó)已淘汰鋼鐵落后產(chǎn)能企業(yè)107家，鉛、鋅、銅冶煉落后產(chǎn)能企業(yè)共計(jì)297家［1］.其中，鉛、鋅等冶煉企業(yè)遺留場(chǎng)地土壤中Cd污染突出.祝鵬飛等［2-8］對(duì)我國(guó)不同冶煉廠土壤進(jìn)行調(diào)查發(fā)現(xiàn)，Cd濃度范圍為6.35～117.9mg/kg.為滿足城市建設(shè)用地需求，這些遺留的污染場(chǎng)地將轉(zhuǎn)變?yōu)樯虡I(yè)或居住用地，對(duì)其進(jìn)行健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估、制定相應(yīng)的風(fēng)險(xiǎn)管理措施已被環(huán)保部門所接受，相應(yīng)的風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估技術(shù)導(dǎo)則已出臺(tái)［9-11］.

由于假設(shè)土壤中重金屬隨土壤經(jīng)口攝入人體后能夠完全進(jìn)入血液循環(huán)系統(tǒng)對(duì)人體造成危害，目前人體健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估在計(jì)算暴露劑量時(shí)一般以土壤中重金屬總量為基準(zhǔn).但是，越來越多的研究表明，即使在極度酸性的胃液中，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(píng)估的結(jié)果非常保守，造成場(chǎng)地過度修復(fù)［12］.因此，許多研究人員推薦采用模擬人體消化吸收過程的方法測(cè)試土壤中能夠溶解于胃腸系統(tǒng)的重金屬含量（即人體可給性重金屬，bioaccessible heavy metal），以此為基準(zhǔn)計(jì)算人體攝入量，能在很大程度上克服現(xiàn)有方法過于保守的問題［12-13］.

國(guó)內(nèi)對(duì)于土壤中Cd人體可給性的研究相對(duì)較少［14-15］，而且主要針對(duì)農(nóng)田污染土壤，研究?jī)?nèi)容主要集中在利用國(guó)外早期研究的不同方法對(duì)可給性進(jìn)行測(cè)試、分析比較不同方法測(cè)試結(jié)果以及方法本身參數(shù)設(shè)置對(duì)結(jié)果的影響.如付瑾等［14］采用PBET （Physiologically Based Extraction Test）對(duì)農(nóng)田及礦區(qū)土壤Cd可給性進(jìn)行了簡(jiǎn)單測(cè)試及風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估.Tang等通過人工配置Cd污染土壤，研究了老化時(shí)間對(duì)Cd人體可給性的影響以及不同形態(tài) Cd含量變化與可給性變化的相關(guān)性.對(duì)于影響土壤中Cd人體可給性關(guān)鍵因素及可給性對(duì)工業(yè)污染場(chǎng)地土壤健康風(fēng)險(xiǎn)篩選值制訂的影響，國(guó)內(nèi)鮮見報(bào)道.

工業(yè)污染場(chǎng)地與農(nóng)田污染土壤在污染途徑、人為擾動(dòng)程度等方面存在顯著差異，因此，本研究采用可給性測(cè)試方法（Unified bioaccessibility model，UBM）對(duì)來自不同工業(yè)污染場(chǎng)地土壤中Cd人體可給性及其影響因素進(jìn)行研究，同時(shí)分析考慮土壤中Cd人體可給性對(duì)其健康風(fēng)險(xiǎn)篩選值的影響，以期為了解工業(yè)污染場(chǎng)地土壤中 Cd的可給性影響因素、篩選值制定及Cd污染場(chǎng)地風(fēng)險(xiǎn)管理對(duì)策的制定等提供科學(xué)依據(jù).

1　材料與方法

1.1供試土樣

表1　土壤理化參數(shù)Table 1　Soil physico-chemical characteristic

供試樣品分別取自大連市某化工廠（土樣編號(hào)：S1、S2、S3、S4、S5）、湖南省某冶煉廠周邊下風(fēng)向（土樣編號(hào)：S6、S7、S8、S9、S10、S11）及廣西壯族自治區(qū)某尾礦庫下游（土樣編號(hào)：S12、S13）受重金屬污染的土壤，經(jīng)風(fēng)干、研磨后，部分土樣過2mm尼龍篩以測(cè)試其理化參數(shù)，部分土樣過 0.25mm尼龍篩后用硝酸+氫氟酸消解（CEM MARS）后用電感耦合等離子體-質(zhì)譜（ICP-MS，安捷倫7500a）測(cè)定土壤中總Cd含量w （TCd）、總鐵含量w （TFe）、總鋁含量w （TAl）及總錳含量w （TMn）；土壤pH采用電位法測(cè)定［］；總有機(jī)質(zhì)含量 w（TOM）采用內(nèi)加熱重鉻酸鉀氧化-紫外分光光度法測(cè)定［16］；黏粒含量 w（黏粒）采用Mastersizer 2000粒徑分析儀（MALVERN，UK）測(cè)定［17］；總磷w（TP）采用酸溶-鉬銻抗比色法測(cè)定［16］，碳酸鹽含量w（碳酸鹽）［以w（CaCO3）計(jì)］用鹽酸-氫氧化鈉容量滴定法測(cè)定［16］.結(jié)果見表1.

1.2可給性測(cè)試

UBM是英國(guó)地質(zhì)調(diào)查局于2005年聯(lián)合美國(guó)、加拿大、荷蘭等7個(gè)國(guó)家的實(shí)驗(yàn)室共同開發(fā)的一種模擬土壤中重金屬在口腔、胃及腸3個(gè)階段釋放過程的人體可給性測(cè)試方法，目的在于制定一種國(guó)際標(biāo)準(zhǔn)的重金屬人體可給性測(cè)試方法［18］.不同實(shí)驗(yàn)室對(duì)同一樣品采用該方法進(jìn)行重金屬可給性測(cè)試結(jié)果表明，該方法對(duì)于土壤中As、Cd、Pb的重現(xiàn)性較好［19］.同時(shí)，該方法測(cè)試的As、Cd、Pb可給性與采用動(dòng)物毒理試驗(yàn)測(cè)試的生物有效性相關(guān)性較好，能夠較好的表征其生物有效性［20-21］.

考慮到UBM方法模擬土壤中重金屬在口腔中的釋放時(shí)間僅為15s，而且模擬唾液的pH值控制為 6.5，重金屬的釋放量可忽略，因此，本研究將僅模擬土壤中Cd在胃液及腸液中的釋放并分別計(jì)算 Cd在胃液及腸液中的人體可給性，測(cè)試過程中每個(gè)樣品設(shè)置1個(gè)平行樣.

UBM方法模擬腸液的詳細(xì)組份可參見文獻(xiàn)［19］，所有試劑均為優(yōu)級(jí)純.所有模擬的胃液、腸液在實(shí)驗(yàn)前一天制備，以保證其新鮮和完全溶解.實(shí)驗(yàn)前，加熱配置好的腸液保存在（37±2）℃下備用.具體測(cè)試過程［18］：①胃提取階段.取 20g土樣（＜0.25μm）置于2L HDPE（高密度聚氯乙烯）瓶中，加入450mL預(yù)先配置好的模擬胃液，混合均勻后用10mol/L NaOH或37% HCl調(diào)節(jié)pH至1.1±0.2. 將 HDPE瓶放入已預(yù)熱至（37±2）℃的翻轉(zhuǎn)儀中翻轉(zhuǎn) 1h，測(cè)定瓶?jī)?nèi)模擬胃液的 pH值是否介于1.0～1.5之間，否則重新試驗(yàn).取15mL模擬胃液以4200r/min離心5min，經(jīng)0.45μm醋酸纖維膜過濾，過濾后的模擬胃液加 1～2滴 1%的 HNO3，用ICP-MS測(cè)定胃液中Cd的含量ρ（gCd）；②腸提取階段.向模擬胃提取階段結(jié)束后的HDPE瓶?jī)?nèi)補(bǔ)充新鮮模擬胃液至 450mL，之后再加入 1200mL模擬腸液，混合均勻后調(diào)節(jié)pH值至6.3±0.5，繼續(xù)翻轉(zhuǎn)4h后測(cè)定其pH，確保pH值為6.3±0.5，否則重新試驗(yàn).取 15mL模擬腸液以 4200r/min離心5min，經(jīng) 0.45μm醋酸纖維膜過濾，過濾后的模擬腸液加1～2滴1%的HNO3，用ICP-MS測(cè)定模擬腸液中Cd的濃度ρ（giCd）.

1.3可給性濃度

土壤中Cd在胃及腸階段的可給性濃度及其可給性采用式（1） ～ （4）計(jì)算.

式中：cgb為土壤中Cd在模擬胃階段的人體可給性濃度，mg/kg；cgib為土壤中Cd在模擬腸階段的人體可給性濃度，mg/kg；cs為土壤中Cd的總濃度，mg/kg；ρ（gCd）為模擬胃液中Cd的濃度，mg/L；vg為測(cè)試過程中模擬胃液的體積，L；m為可給性測(cè)試過程中土壤質(zhì)量，mg；ρ（giCd）為模擬腸液Cd的濃度，mg/L；vgi為測(cè)試過程中模擬腸液的體積，L；BioG為胃階段 Cd的人體可給性，無量綱；BioGI為腸階段的人體可給性，無量綱.

1.4篩選值推導(dǎo)

工業(yè)污染場(chǎng)地土壤中Cd的關(guān)鍵暴露途徑為經(jīng)口攝入和皮膚接觸，其篩選值推導(dǎo)如式（5）所示，其中，居住用地以兒童作為敏感受體，工商業(yè)用地以成人為敏感受體.

表2　參數(shù)定義與取值Table 2　Definitions and values of parameters

模型參數(shù)定義及取值如表2所示.

1.5數(shù)據(jù)分析

實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)采用Microsoft Excel 2013進(jìn)行記錄和整理；用IBM SPSS Statistics 19.0對(duì)數(shù)據(jù)進(jìn)行統(tǒng)計(jì)分析及線性擬合；用Origin 8.5.1進(jìn)行圖形繪制.

2　結(jié)果與討論

2.1可給性

供試樣品不同提取階段可給性濃度及可給性測(cè)試結(jié)果如表3所示.

由表3可知，供試土樣中Cd在胃及腸階段的可給性濃度明顯低于土壤中 Cd的總濃度（P=0.01，n=12）.可見，即使在強(qiáng)酸性的胃液中，隨土壤經(jīng)口攝入后Cd也可能不會(huì)完全溶解進(jìn)入人體血液循環(huán)系統(tǒng)對(duì)健康造成危害，這與已有認(rèn)識(shí)及研究結(jié)論一致［14，19-20，23］.本研究供試土樣中 Cd在同一提取階段的可給性結(jié)果差異較大，其中，胃階段為12.24%～81.10%，平均值53.60%，腸階段為2.01%～43.30%，平均值 19.74%.而且，來自湖南的6個(gè)土樣在胃及腸階段可給性的平均值最高（BioG=77.44%，BioGI=27.84%），其次依次為來自大連的4個(gè)土樣（BioG=38.09%，BioGI=16.22%）及廣西的2個(gè)土樣（BioG=13.10%，BioGI=2.50%）.

表3　可給性濃度及可給性測(cè)試結(jié)果Table 3　Bioaccessible concentrations and bioaccessibility

Cd在胃階段的可給性明顯高于腸階段（如圖1所示），這與已有的研究結(jié)論一致［24-25，27］.其原因在于經(jīng)強(qiáng)酸性胃液提取后，土壤中可給性的Cd將以離子形態(tài)存在，當(dāng)提取環(huán)境轉(zhuǎn)變?yōu)槠跛嵝缘哪M腸環(huán)境時(shí)，pH值升高導(dǎo)致 Cd2+溶解度降低，原本以離子形態(tài)存在的 Cd將再次與土壤顆粒吸附結(jié)合.同時(shí)，原本溶解在胃液中的 Fe、Al等重金屬可再次形成膠體物質(zhì)，對(duì)Cd2+產(chǎn)生架橋吸附，最終導(dǎo)致腸液中Cd的可給性降低.

圖1　胃及腸階段的生物可給性Fig.1　Bioaccesslibility in stomach and gastrointestinal

本研究供試土樣Cd可給性測(cè)試結(jié)果與已有研究結(jié)果近似，如Wragg等［22］采用UMB方法對(duì)鋼渣、沉積物及室內(nèi)灰塵中Cd進(jìn)行測(cè)試，結(jié)果顯示供試樣品胃階段Cd的可給性為24.2%～86.4%，平均值58.1%，腸階段的可給性為17.1%～75.7%，平均值49.5%.Aure′lie等［23］采用UBM對(duì)冶煉廠周邊農(nóng)田表層土壤 Cd可給性進(jìn)行測(cè)試，結(jié)果顯示供試樣品胃階段的可給性為 61%～100%，平均值 83%，腸階段的可給性為 24%～62%，平均值45%. Roussel等［24］采用UBM方法測(cè)試受冶煉污染的城市表層土壤中 Cd的人體可給性，結(jié)果顯示供試樣品中Cd胃階段的可給性為58%～81%，平均值 68%，腸階段為 16%～59%，平均值31%.Agens等［25］同時(shí)采用 5種不同可給性測(cè)試方法對(duì)3個(gè)土樣中Cd的可給性進(jìn)行測(cè)試，其結(jié)果分別為 7%～92%、5%～92%及 6%～99%.Jackie等［26］采用in vitro gastrointestinal method （IVG）對(duì)采自不同危險(xiǎn)廢物處置場(chǎng)地的10個(gè)土樣（Cd濃度范圍為 23.8～465mg/kg）進(jìn)行可給性測(cè)試，其胃階段的測(cè)試結(jié)果為11.7%～47.5%，平均值38.2%；，腸階段為 4.05%～19.5%，平均值 12.9%.Juhasz等［27］分別采用Solubility/Bioavailability Research Consortium （SBRC）、IVG、PBET、Simplified Bioaccessibility Extraction Test （SBET）和DIN 4種方法測(cè)試實(shí)際 Cd污染土壤的人體可給性，胃階段的結(jié)果分別為 58%～92%、42%～78%、33%～82%和 40%～80%，腸階段的結(jié)果分別為40%～58%、20%～42%、11%～60%和5%～18%.

2.2影響因素

以本研究12個(gè)供試土樣作為一個(gè)整體樣本進(jìn)行雙變量相關(guān)性分析顯示，土壤中 w （TCd）僅與w （TMn） （P=0.005，n=1）及總w （TP） （P=0.02，n=1）顯著正相關(guān)，這與已有的研究結(jié)論一致［28-29］.已有研究認(rèn)為土壤pH值是影響土壤中Cd吸附解吸最為關(guān)鍵因素之一，pH升高Cd的吸附量顯著增加，當(dāng)污染源強(qiáng)等其它因素相同時(shí)，pH值高的土壤吸附 Cd的量理論上應(yīng)高于低 pH值土壤［30-32］.但是，本研究 12個(gè)供試樣品的相關(guān)性統(tǒng)計(jì)分析顯示土壤中w（TCd）與pH無顯著相關(guān)性，可能是因樣品來自不同場(chǎng)地，其污染途徑、污染強(qiáng)度等條件的差異對(duì)土壤吸附Cd的影響比pH的影響更明顯，導(dǎo)致pH對(duì)土壤Cd吸附量的影響被掩蓋.將來自湖南的 6個(gè)土樣（S5～S10）單獨(dú)作為一個(gè)樣本進(jìn)行相關(guān)性分析（這6個(gè)土樣均來自湖南株洲，其污染途徑主要是大氣沉降，污染源強(qiáng)可視為基本一致），結(jié)果顯示w （TCd）與pH值顯著正相關(guān)（P=0.007，n=6），這在一定程度上證明了以上分析.

本研究結(jié)果顯示，土壤中 Cd胃提取階段的可給性濃度僅與 w （TCd） （P＜0.000，n=12）和w （TMn） （P=0.04，n=12）顯著正相關(guān)，腸提取階段的可給性濃度與w （TCd） （P＜0.001，n=12）、胃階段Cd的可給性濃度（P＜0.001，n=12）以及w （TMn）（P=0.05，n=12）均顯著正相關(guān).主要原因在于土壤中能與Cd結(jié)合形成活性較低化合物的結(jié)合點(diǎn)位有限，當(dāng)土壤中Cd濃度過高時(shí)，大部分Cd與土壤結(jié)合形成的化合物活性依然較強(qiáng)，在強(qiáng)酸性的胃液提取環(huán)境中容易釋放進(jìn)入胃液，此時(shí)，土壤理化參數(shù)對(duì) Cd釋放的影響已不明顯.胃提取階段的可給性濃度與w（TMn）顯著正相關(guān)，原因可能在于土壤中Cd易與Mn結(jié)合形成在酸性環(huán)境中易溶解的化合物，本研究土壤中w （TCd）與w （TMn）成顯著正相關(guān)也能在一定程度上解釋這一現(xiàn)象.由于重金屬進(jìn)入腸消化階段前，往往需要在胃中進(jìn)行溶解，土壤中重金屬在胃階段的可給性濃度將決定其在腸階段的可給性濃度，因此后者與前者顯著正相關(guān).同時(shí)，由于土壤中重金屬在胃階段的可給性濃度與土壤中w （TCd）及w （TMn）均顯著正相關(guān)，根據(jù)相關(guān)性傳遞理論［33］，導(dǎo)致腸提取階段的可給性濃度與w （TCd）和w （TMn）也顯著正相關(guān).除土壤中w （TCd）外，胃及腸階段Cd的可給性濃度與 w （TMn）顯著相關(guān)的研究結(jié)論鮮見報(bào)道，原因在于現(xiàn)有關(guān)于w （TMn）人體可給性的研究中關(guān)注土壤中 w （TMn）的研究報(bào)道較少.Aure′lie等［23］的研究顯示，砂土以及土壤中自由態(tài)Al氧化物的含量也是影響其在胃階段可給性濃度的關(guān)鍵影響因素，而腸階段的關(guān)鍵影響因素還包括土壤中有機(jī)質(zhì)含量.Roussel等［24］的研究顯示，除w （TCd）外，土壤中Fe含量也是影響其在胃階段可給性濃度的重要因素，而在腸階段土壤中總氮（TN）也是影響其可給性濃度關(guān)鍵因素.

2.3預(yù)測(cè)模型

隨機(jī)選取6個(gè)樣品（S2、S4、S6、S8、S10、S12），以 w （TCd）及土壤理化參數(shù)為自變量，胃及腸階段可給性濃度的對(duì)數(shù)為因變量，采用多元逐步回歸技術(shù)（Multivariate Linear Regression，MLR）擬合胃及腸階段土壤中 Cd可給性預(yù)測(cè)模型，結(jié)果如式（6）及式（7）所示.

由式（6）及式（7）可知，胃階段基于土壤中 w （TCd）和w （TP）含量能較好的預(yù)測(cè)Cd在胃階段的可給性濃度，模型決定系數(shù)（R2）達(dá)到 0.99，腸階段基于cgb及土壤pH能較好的預(yù)測(cè)其在腸階段的可給性濃度，R2達(dá)到0.99.利用建模的6個(gè)原始樣品數(shù)據(jù)分別回代至模型（6）和（7），計(jì)算表征模型預(yù)測(cè)誤差的ME（其值越小，測(cè)定值與預(yù)測(cè)值之間差異越小，預(yù)測(cè)越準(zhǔn)確）、準(zhǔn)確度的RMSE（其值越小，表明測(cè)定值和預(yù)測(cè)值間的偏差越小，測(cè)量準(zhǔn)確度越高）以及原始變量對(duì)模型預(yù)測(cè)的貢獻(xiàn)比例（值越高，表明全部自變量對(duì)因變量的解釋程度越高，擬合優(yōu)度越大）.結(jié)果顯示，模型（6）這3個(gè)參數(shù)分別為-0.0006、0.0961、0.9872，模型（7）分別為-0.0001、0.0231、0.9988，表明本研究構(gòu)建的模型總體預(yù)測(cè)精度較高.

此外，本研究利用剩余6個(gè)樣品（S1、S3、S5、S6、S9、S11）的測(cè)試結(jié)果（濃度的對(duì)數(shù)值）對(duì)模型預(yù)測(cè)的準(zhǔn)確性進(jìn)行進(jìn)一步檢驗(yàn)，結(jié)果如圖2所示.

圖2　模型驗(yàn)證Fig.2　Model verification

由圖2可知，模型預(yù)測(cè)值與實(shí)測(cè)值相關(guān)性系數(shù)大于0.9，表明預(yù)測(cè)值與實(shí)測(cè)值偏差較小.而且，統(tǒng)計(jì)檢驗(yàn)表明，預(yù)測(cè)值與實(shí)測(cè)值之間無明顯差異（P＜0.05，n=6）.由此可見，本研究構(gòu)建的模型能較準(zhǔn)確的預(yù)測(cè) Cd在胃及腸階段的人體可給性濃度.

2.4篩選值

分別以本研究樣品胃及腸階段可給性的平均值及最大值計(jì)算考慮土壤中Cd人體可給性后居住及工商業(yè)情形下土壤中Cd的篩選值，如圖3及圖4所示.

圖3　考慮胃階段可給性時(shí)土壤篩選值Fig.3　Soil screening values with Bioaccessibility in stomach considered

圖4　考慮腸階段可給性時(shí)土壤篩選值Fig.4　Soil screening values with Bioaccessibility in gastrointestine considered

由圖3及圖4可知，考慮土壤中Cd在胃中的可給性時(shí)，居住及工商業(yè)情形下土壤篩選值分別提升至未考慮可給性時(shí)的 1.8倍（以可給性平均值計(jì)算）和 1.2倍（以可給性最大值計(jì)算）.考慮土壤中 Cd在腸階段的可給性時(shí)，居住及工商業(yè)情形下土壤篩選值分別提升至未考慮可給性時(shí)的5.0倍（以可給性平均值計(jì)算）和2.3倍（以可給性最大值計(jì)算）.可見，當(dāng)考慮土壤中Cd的可給性時(shí)土壤篩選值能相應(yīng)提高，這在一定程度上表明現(xiàn)有土壤篩選值可能具有一定的保守性.同時(shí)，比較發(fā)現(xiàn)，考慮腸階段可給性推導(dǎo)的篩選值要高于考慮胃階段可給性推導(dǎo)的篩選值，主要原因在于Cd在腸階段的可給性要低于胃階段.

3　結(jié)論

3.1本研究供試土樣中 Cd在胃提取階段的可給性為 12.24%～81.10%，平均值 53.60%；，腸提取階段的可給性為2.01%～43.30%，平均值19.74%.來自湖南的 6個(gè)土樣在胃及腸階段可給性的平均值最高（BioG=77.44%，BioGI=27.84%），其次依次為來自大連的4個(gè)土樣（BioG=38.09%，BioGI= 16.22%）及來自廣西的 2個(gè)土樣（BioG=13.10%，BioGI=2.50%）；

3.2胃提取階段的可給性濃度僅與 w （TCd）（P＜0.000，n=12）和w （TMn） （P=0.04，n=12）顯著正相關(guān)，腸提取階段的可給性濃度與 w （TCd）（P＜0.001，n=12）、胃階段 Cd的可給性濃度（P＜0.001，n=12）及w （TMn） （P=0.05，n=12）均顯著正相關(guān)；

3.3胃階段基于土壤中w （TCd）和w （TP）含量能較好的預(yù)測(cè) Cd在胃階段的可給性濃度，模型決定系數(shù)（R2）達(dá)到0.992，腸階段基于Cd在胃階段的可給性濃度及土壤pH能較好的預(yù)測(cè)其在腸階段的可給性濃度，R2達(dá)到0.999；

3.4考慮土壤中Cd在胃中的可給性時(shí)，居住及工商業(yè)情形下土壤篩選值分別提升至未考慮可給性時(shí)的1.8倍（以可給性平均值計(jì)算）和1.2倍（以可給性最大值計(jì)算）.考慮土壤中Cd在腸階段的可給性時(shí)，居住及工商業(yè)情形下土壤篩選值分別提升至未考慮可給性時(shí)的 5.0倍（以可給性平均值計(jì)算）和2.3倍（以可給性最大值計(jì)算）.

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Factors controlling bioaccessibility of Cd in soils from contaminated sites and its implication on soil screeningvalues.

ZHONG Mao-sheng1，PENG Chao1，JIANG Lin1*，HAN Dan1，XIA Tian-xiang1，YAO Jue-jun1，ZHENG Di2（1.Beijing Key Laboratory for Risk Modeling and Remediation of Contaminated Sites，National Engineering Research Centre of Urban Environmental Pollution Control，Beijing Municipal Research Institute of Environmental Protection，Beijing 100037，China；2.Beijing Municipal Solid Waste and Chemical Management Center，Beijing 100089，China）.

China Environmental Science，2015，35（7）：2217～2224

Unified bioaccessibility model （UBM） was used to measure cadmium （Cd） bioaccessibility of 12 soils with different physic-chemical properties and concentrations from Hunan，Guangxi and Dalian. The results revealed that the bioaccessibility of Cd in stomach was 12.24%～81.10% with the average value being 53.60% while in intestine it was 2.01%～43.30% with the average value being 19.74%. The bioaccessible concentration in stomach correlated well with total Cd （TCd） （P＜0.000，n=12） and total Mn （TMn） （P=0.04，n=12） in soils while in intestine the most significant controlling factor was TCd （P＜0.001，n=12），followed by bioaccessible concentration in stomach （P＜0.001，n=12） and TMn （P=0.05，n=12）. A model regressed based on TCd and total phosphate （TP） can predict the bioaccessible concentration in stomach very well with R2being 0.992，and the bioaccessible concentration in intestine can be predicted precisely using a model regressed based on bioaccessible concentration in stomach and soil pH with R2being 0.999. When the bioaccessibility in stomach was considered the soil screening values for residential and industrial was 1.8 （calculated based on the average bioaccessibility） and 1.2 （calculated based on the maximal bioaccessibility） times the values without considering Cd bioaccessibility while the screening levels were 5.0 （calculated based on the average bioaccessibility） and 2.3 （calculated based on the maximal bioaccessibility） times the values when bioaccessibility in intestine was taken into account.

cadmium；contaminated sites；soil；bioaccessibility；controlling factors；screening values

X53

A

1000-6923（2015）07-2217-08

2014-12-05

北京市科委重大項(xiàng)目（D08040000360000）；中意污染場(chǎng)地管理國(guó)際合作項(xiàng)目

* 責(zé)任作者，研究員，jianglin@cee.cn

鐘茂生（1986-），男，江西吉安人，碩士，主要從事污染場(chǎng)地調(diào)查及健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估研究.發(fā)表論文15篇.