中國(guó)典型土壤中鉛的生物可給性的影響因素分析與健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估

陳曉晨 ，韓澤亮，張劍宇，黃振佳，尹乃毅，劉憲華，刁國(guó)旺，徐開(kāi)欽

1.福州大學(xué)環(huán)境與資源學(xué)院/福建省農(nóng)村廢棄物綠色循環(huán)技術(shù)工程研究中心，福建 福州 350108；2.江蘇隆昌化工有限公司，江蘇 如皋 226532；3.中國(guó)科學(xué)院大學(xué)資源與環(huán)境學(xué)院，北京 101408；4.天津大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院，天津 300072；5.揚(yáng)州大學(xué)化學(xué)化工學(xué)院，江蘇 揚(yáng)州 225002；6.日本國(guó)立環(huán)境研究所資源循環(huán)廢棄物研究中心，筑波 305-8506

鉛（Pb）是一種廣泛存在的重金屬元素，而采礦、冶煉、含鉛燃料燃燒以及農(nóng)業(yè)化學(xué)品的不當(dāng)使用等一系列的人為活動(dòng)導(dǎo)致嚴(yán)重的土壤鉛污染，成為世界范圍內(nèi)的關(guān)注焦點(diǎn)（秦鵬等，2014）。作為一種毒性較強(qiáng)的非必需元素，鉛可通過(guò)食物鏈、直接經(jīng)口部攝入、呼吸以及皮膚接觸等途徑進(jìn)入人體，進(jìn)而對(duì)神經(jīng)系統(tǒng)、循環(huán)系統(tǒng)和造血系統(tǒng)等造成損害（Zhou et al.，2020）。由于各國(guó)對(duì)食物鏈等暴露途徑進(jìn)行了嚴(yán)格管控，對(duì)于長(zhǎng)期從事戶外工作卻缺乏防護(hù)的人員以及衛(wèi)生意識(shí)較淡薄的兒童而言，口部攝入已成為其鉛攝入的最主要途徑（Li et al.，2015a；Lin et al.，2017）。為及時(shí)遏止土壤污染及其危害的擴(kuò)大化，近年來(lái)中國(guó)頒布了《土壤污染防治行動(dòng)計(jì)劃》（“土十條”）及《土壤污染防治法》等里程碑式的法規(guī)文件。積極開(kāi)展土壤環(huán)境質(zhì)量狀況調(diào)查評(píng)估、準(zhǔn)確掌握土壤鉛等污染物的健康風(fēng)險(xiǎn)信息，具有重要的科學(xué)價(jià)值和社會(huì)意義。

目前，土壤污染物的健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估方法大多仍是基于其重金屬質(zhì)量分?jǐn)?shù)，包括中國(guó)新近發(fā)布的《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)》（GB 36600—2018）（生態(tài)環(huán)境部，2018）以及美國(guó)推薦的人體健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估模型（USEPA，2007；USEPA，1991）等均是如此。然而，由于實(shí)際經(jīng)口部攝入的土壤污染物并不會(huì) 100%被人體消化吸收進(jìn)而進(jìn)入體循環(huán)，這些方法往往導(dǎo)致對(duì)健康風(fēng)險(xiǎn)的過(guò)高估計(jì)（Liang et al.，2016）。近年來(lái)，基于土壤污染物的生物可給性（bioaccessibility）來(lái)更為精確地評(píng)估其對(duì)人體健康風(fēng)險(xiǎn)的體外試驗(yàn)（in vitrotest）方法學(xué)得到長(zhǎng)足發(fā)展，其可通過(guò)在體外模擬人體消化系統(tǒng)，獲取攝入人體的土壤鉛在胃腸道中溶出的百分比（即鉛的生物可給性）信息，掌握人體所能吸收的鉛的最高值（Ruby et al.，1996）。已見(jiàn)報(bào)道的體外試驗(yàn)?zāi)Ｐ陀泻芏?，包括Ruby et al.（1996）提出的PBET（Physiologically Based Extraction Test）模型、Rodriguez et al.（1999）提出的IVG（In Vitro Gastrointestinal）模型、DIN（2000）提出的 DIN（Deutsches Institut füer Normung）模型、Wragg et al.（2011）提出的 UBM（unified BARGE method）模型等。因提出較早、與動(dòng)物試驗(yàn)（invivotest）結(jié)果相關(guān)性好、應(yīng)用廣泛，PBET和 IVG模型被公認(rèn)為研究土壤鉛的生物可給性的最適宜的體外試驗(yàn)?zāi)Ｐ椭↙i et al.，2017；Juhasz et al.，2016）。

隨著體外試驗(yàn)?zāi)Ｐ捅粡V泛應(yīng)用于健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估，探索土壤鉛等重金屬污染物的生物可給性的影響因素成為該領(lǐng)域的熱點(diǎn)，而以往的研究主要涉及了多種土壤理化性質(zhì)以及鉛的賦存形態(tài)。在土壤理化性質(zhì)方面，pH和有機(jī)質(zhì)報(bào)道較多。Van de Wiele et al.（2007）發(fā)現(xiàn)土壤pH對(duì)鉛的生物可給性影響并不顯著，而鄭順安等（2013）的研究卻表明土壤pH的提高可顯著降低鉛的生物可給性，Du et al.（2019）更是認(rèn)為可以通過(guò)土壤pH實(shí)現(xiàn)對(duì)鉛的生物可給性的預(yù)測(cè)。De Miguel et al.（2012）發(fā)現(xiàn)土壤有機(jī)質(zhì)可以作為預(yù)測(cè)鉛的生物可給性的指標(biāo)之一，Saminathan et al.（2010）的研究表明較高的有機(jī)質(zhì)質(zhì)量分?jǐn)?shù)可顯著降低鉛的生物可給性，而羅梅等（2020）發(fā)現(xiàn)土壤中小分子量的腐殖酸可有效提高鉛的生物可給性。此外，土壤質(zhì)地（Ma et al.，2019；Zong et al.，2016）、陽(yáng)離子交換量（Yan et al.，2019；Wijayawardena et al.，2015）、無(wú)定形鐵錳氧化物（Yang et al.，2002；尹乃毅等，2014）以及鉛的 CaCl2提取態(tài)（Mahar et al.，2015；李巖等，2019）等都曾被報(bào)道為可能是土壤鉛的生物可給性的影響要素，盡管所得研究結(jié)論亦不盡相同。在鉛的賦存形態(tài)方面，經(jīng)典的Tessier連續(xù)提取法（Tessier et al.，1979）及其若干改進(jìn)版均是解析土壤鉛化學(xué)形態(tài)的重要技術(shù)手段。Ai et al.（2019）發(fā)現(xiàn)土壤鉛的可交換態(tài)、碳酸鹽結(jié)合態(tài)與其生物可給性顯著相關(guān)，而Li et al.（2015b）的研究則進(jìn)一步發(fā)現(xiàn)鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)同樣與其生物可給性關(guān)系密切。盡管前人在土壤理化性質(zhì)、鉛的賦存形態(tài)與土壤鉛的生物可給性之間的關(guān)系方面做了大量研究工作，但仍然得到了很多無(wú)定論甚至是相互矛盾的結(jié)論。究其原因，一方面，這些研究多只針對(duì)區(qū)域性的或隨機(jī)的、個(gè)別的土壤樣品，未能在較大空間尺度上涵蓋多種代表類型土壤，其結(jié)果具有明顯的局限性；另一方面，以往的研究多僅針對(duì)若干影響因素獨(dú)立地進(jìn)行探究，缺乏對(duì)各類可能影響因素的全面綜合的系統(tǒng)性研究。

綜上所述，本研究針對(duì)人工制備鉛污染的紅壤、褐土、黑土、棕壤和黃壤這五種中國(guó)典型土壤，結(jié)合體外試驗(yàn)方法（改進(jìn)的 PBET模型），精確獲知其經(jīng)口部途徑攝入人體后鉛的生物可給性及相應(yīng)的健康風(fēng)險(xiǎn)，進(jìn)而從土壤理化性質(zhì)和鉛的賦存形態(tài)角度，全面綜合地探討其對(duì)土壤鉛的生物可給性的影響。相關(guān)研究成果將為今后在中國(guó)開(kāi)展大范圍的實(shí)地鉛污染土壤健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估工作提供準(zhǔn)確的科學(xué)依據(jù)與有價(jià)值的參考。

1 材料與方法

1.1 鉛污染土壤的制備

采集紅壤（福建）、褐土（北京）、黑土（黑龍江）、棕壤（江蘇）及黃壤（湖南）這五種中國(guó)典型土壤，風(fēng)干、磨碎，過(guò)2 mm篩后待用。根據(jù)《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)》（GB 36600—2018）一類用地管制值，采用人工摻混[Pb(NO3)2]的方式（Tang et al.，2008），制備成鉛質(zhì)量分?jǐn)?shù)為800 mg·kg?1的污染土壤。其間，保持各土壤含水率約30%（Zhang et al.，2015），培養(yǎng)1個(gè)月。之后，將其風(fēng)干、磨碎，過(guò)2 mm和0.15 mm篩。其中過(guò)2 mm篩的用于土壤pH、質(zhì)地（粘粒質(zhì)量分?jǐn)?shù)）及CaCl2提取態(tài)鉛質(zhì)量分?jǐn)?shù)測(cè)定，過(guò)0.15 mm篩的用于土壤有機(jī)質(zhì)質(zhì)量分?jǐn)?shù)、陽(yáng)離子交換量、無(wú)定形鐵錳氧化物質(zhì)量分?jǐn)?shù)測(cè)定，以及鉛的賦存形態(tài)分析和體外試驗(yàn)。每個(gè)分析項(xiàng)目均重復(fù)3次。

1.2 鉛污染土壤性質(zhì)分析

1.2.1 土壤理化性質(zhì)

土壤pH采用CaCl2提取法，土液比為1∶2.5，pH計(jì)（PHS-3C，雷磁，中國(guó)）測(cè)定（魯如坤，2000）12-13。有機(jī)質(zhì)質(zhì)量分?jǐn)?shù)采用水合熱 K2Cr2O7比色法測(cè)定（魯如坤，2000）109-110。質(zhì)地（粘粒質(zhì)量分?jǐn)?shù)）采用比重計(jì)法，甲種比重計(jì)測(cè)定（魯如坤，2000）282-284。陽(yáng)離子交換量采用BaCl2提取法（Hendershot et al.，1986）；無(wú)定形鐵錳氧化物質(zhì)量分?jǐn)?shù)采用H2C2O4-(NH4)2C2O4提取法（Klute，1986）；CaCl2提取態(tài)鉛質(zhì)量分?jǐn)?shù)采用CaCl2溶液浸提（Pueyo et al.，2004）；上述提取液中金屬元素質(zhì)量濃度測(cè)定使用ICP-OES（Optima，美國(guó)）。

1.2.2 土壤鉛的賦存形態(tài)

（1）改進(jìn)的Tessier連續(xù)提取法（Tang et al.，2008）

該方法將土壤中鉛區(qū)分為水溶態(tài)（F1）、可交換態(tài)（F2）、碳酸鹽結(jié)合態(tài)（F3）、鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)（F4）、有機(jī)結(jié)合態(tài)（F5）和殘?jiān)鼞B(tài)（F6）。每個(gè)形態(tài)的提取液經(jīng)離心和0.45 μm膜過(guò)濾，其鉛質(zhì)量濃度測(cè)定使用 ICP-MS（ThermoFisher，X SERIES II，美國(guó)）。

（2）遷移系數(shù)

F1、F2、F3的鉛在土壤中有較強(qiáng)的遷移能力，通常被認(rèn)為是可能對(duì)環(huán)境造成較嚴(yán)重危害的賦存形態(tài)。Taghlidabad et al.（2018）用遷移系數(shù)（mobility factor）表征其在土壤總鉛中的比例，本文中由于涉及方法學(xué)引入了鉛的水溶態(tài)故將其公式在此基礎(chǔ)上定義如下：

1.3 體外試驗(yàn)

1.3.1 實(shí)驗(yàn)方法

采用PBET模型（Ruby et al.，1996），并參考IVG模型（Rodriguez et al.，1999）進(jìn)行改進(jìn)，模擬人體胃腸道的消化過(guò)程，具體步驟如下：

胃階段：每批樣品配置 1 L胃液（其中包含8.775 g氯化鈉、0.50 g檸檬酸、0.50 g蘋(píng)果酸、0.42 mL 乳酸和 0.50 mL 冰乙酸），用 12 mol·L?1濃鹽酸調(diào)節(jié)pH至1.5，加1.25 g胃蛋白酶（Porcine Pepsin P 7000，Sigma-Aldrich，美國(guó)）。分別稱量0.3 g過(guò)0.15 mm篩鉛污染土壤至兩根50 mL聚丙烯錐形離心管中，各加入30 mL模擬胃液，置于恒溫震蕩儀中，在 37 ℃、150 r·min?1條件下振蕩 1 h后取出其中一根離心管。用一次性注射器吸取 10 mL反應(yīng)液，0.45 μm膜過(guò)濾，4 ℃保存待測(cè)，采用ICP-MS測(cè)定鉛質(zhì)量濃度。

小腸階段：進(jìn)一步向胃階段剩余的另一根 50 mL聚丙烯錐形離心管中加入NaHCO3粉末，將反應(yīng)液 pH調(diào)至 7.0，加入 0.018 g胰酶（Porcine Pancreatin P1500，Sigma-Aldrich，美國(guó)）和0.06 g膽鹽（Bile Extract B8631，Sigma-Aldrich，美國(guó)），在與胃階段相同的溫度和振蕩條件下繼續(xù)反應(yīng) 4 h。其間，間隔30 min測(cè)定反應(yīng)液pH值，若偏離中性條件，則用 12 mol·L?1的濃 HCl或 NaHCO3粉末微調(diào)。用一次性注射器吸取10 mL反應(yīng)液，0.45 μm膜過(guò)濾，4 ℃保存待測(cè)，采用 ICP-MS測(cè)定鉛質(zhì)量濃度。

1.3.2 土壤鉛的生物可給性計(jì)算

式中，fBAC為土壤鉛的生物可給性（%）；ρiv是胃或小腸階段消化液中生物可溶態(tài)鉛的質(zhì)量濃度（mg·L?1）；viv為胃或小腸階段反應(yīng)液的體積（L），本實(shí)驗(yàn)為 0.03 L；ωs是土壤中鉛質(zhì)量分?jǐn)?shù)（mg·kg?1），本實(shí)驗(yàn)為 800 mg·kg?1；ms為土壤質(zhì)量（kg），本實(shí)驗(yàn)為0.0003 kg。

1.3.3 土壤鉛對(duì)人體的健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估

采用 USEPA推薦的人體健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估模型（USEPA，2007；USEPA，1991），并基于體外試驗(yàn)獲得的鉛的生物可給性值對(duì)公式進(jìn)行修正，以實(shí)現(xiàn)對(duì)土壤鉛的非致癌風(fēng)險(xiǎn)更加準(zhǔn)確的評(píng)估，公式如下：

式中，HQ為土壤鉛的非致癌風(fēng)險(xiǎn)，若超過(guò) 1則表示該土壤可能引發(fā)不良健康效應(yīng)；CDIm為經(jīng)口部攝入鉛的日均暴露劑量（mg·kg?1·d?1）；fBAC為土壤鉛在胃或小腸階段的生物可給性（%）；RfD為經(jīng)口部攝入鉛的參考劑量（mg·kg?1·d?1），為3.5×10?3mg·kg?1·d?1；ωs為土壤中鉛質(zhì)量分?jǐn)?shù)，本實(shí)驗(yàn)為 800 mg·kg?1；ImR為每日土壤攝入量（mg·d?1），兒童為 200 mg·d?1，成人為 100 mg·d?1；CF為單位轉(zhuǎn)換因子，為 10?6；EF為暴露頻率（d·a?1），為 350 d·a?1；ED 為暴露持續(xù)時(shí)間（a），兒童為6 a，成人為30 a；BW為人體質(zhì)量（kg），兒童為16.2 kg，成人為61.8 kg；AT為平均暴露時(shí)間（d），為 ED×365 d。

1.4 數(shù)據(jù)分析

采用SPSS 20.0進(jìn)行統(tǒng)計(jì)學(xué)分析，Origin 9.1進(jìn)行圖表繪制。

2 結(jié)果與討論

2.1 土壤鉛的生物可給性及其健康風(fēng)險(xiǎn)

2.1.1 土壤鉛的生物可給性

胃和小腸階段土壤鉛的生物可給態(tài)質(zhì)量分?jǐn)?shù)及生物可給性見(jiàn)圖1。胃階段土壤鉛的生物可給性為72.7%—82.6%，小腸階段為22.8%—27.7%，前者極顯著高于后者（P＜0.01）。這與付瑾等（2012）的研究結(jié)果一致，主要是由于從胃階段進(jìn)入小腸階段后 pH急劇升高且伴隨著 CO32?質(zhì)量濃度增加，致使胃階段溶出進(jìn)入消化液中的鉛發(fā)生了沉淀或重吸附到土體上（鄭順安等，2013）。該現(xiàn)象涉及的機(jī)理可能較為多樣，在小腸階段的中性pH條件下，鉛自身的沉淀作用可能是主導(dǎo)，而鐵的沉淀物及其氧化物對(duì)鉛的再吸附以及土壤有機(jī)質(zhì)更易于將鉛絡(luò)合等都可能發(fā)揮重要作用（Li et al.，2020；Yang et al.，2006）。此外，胃階段不同土壤間鉛的生物可給性存在極顯著差異（P＜0.01），而小腸階段不同土壤間鉛的生物可給性無(wú)顯著差異（P＞0.05）。

圖1 土壤鉛在胃階段與小腸階段的生物可給態(tài)質(zhì)量分?jǐn)?shù)/生物可給性Fig.1 Bioaccessible concentration/bioaccessibility of soil Pb in gastric and small intestinal phases

2.1.2 土壤鉛的健康風(fēng)險(xiǎn)

經(jīng)口部攝入的土壤鉛對(duì)人體的非致癌風(fēng)險(xiǎn)見(jiàn)表1。

表1 經(jīng)口部攝入的土壤鉛對(duì)人體的非致癌風(fēng)險(xiǎn)Table 1 Non-carcinogenic risks of soil Pb through oral ingestion

在胃階段，5種土壤鉛對(duì)成人和兒童的非致癌風(fēng)險(xiǎn)范圍分別為0.26—0.29和1.97—2.23，后者極顯著高于前者（P＜0.01），平均達(dá)到前者的7.6倍，且各土壤鉛對(duì)兒童的非致癌風(fēng)險(xiǎn)均超過(guò)可接受限值1，平均達(dá)到2.1倍。不同土壤間鉛對(duì)人體的非致癌風(fēng)險(xiǎn)存在極顯著差異（P＜0.01）。

在小腸階段，5種土壤鉛對(duì)成人和兒童的非致癌風(fēng)險(xiǎn)范圍分別為0.08—0.10和0.62—0.75，后者極顯著高于前者（P＜0.01），平均達(dá)到前者的7.6倍，但二者均未超過(guò)可接受限值1。不同土壤間鉛對(duì)人體的非致癌風(fēng)險(xiǎn)無(wú)顯著差異（P＞0.05）。

此外，與前述土壤鉛的生物可給性的結(jié)果相同，無(wú)論對(duì)于成人還是兒童而言，在胃階段土壤鉛的非致癌風(fēng)險(xiǎn)極顯著高于小腸階段（P＜0.01），在人體最主要的消化和吸收器官（小腸）中鉛的非致癌風(fēng)險(xiǎn)平均降低了67.5%，而該現(xiàn)象還導(dǎo)致鉛的非致癌風(fēng)險(xiǎn)的土壤間差異不復(fù)存在了。

2.2 土壤鉛的生物可給性的影響因素

2.2.1 土壤理化性質(zhì)

鉛污染土壤的理化性質(zhì)見(jiàn)表2。

表2 鉛污染土壤的理化性質(zhì)Table 2 Physicochemical properties of Pb-contaminated soils

土壤理化性質(zhì)與土壤鉛的生物可給性之間的相關(guān)性見(jiàn)表3。在胃和小腸階段，土壤pH和有機(jī)質(zhì)質(zhì)量分?jǐn)?shù)均與土壤鉛的生物可給性呈高度顯著負(fù)相關(guān)（P＜0.05）。

表3 土壤理化性質(zhì)與土壤鉛生物可給性之間的相關(guān)性Table 3 Correlations between soil physiochemical properties and bioaccessibility of soil Pb

2.2.2 土壤鉛的賦存形態(tài)

土壤鉛的各賦存形態(tài)及其占總鉛的百分比見(jiàn)圖2。遷移系數(shù)的排序?yàn)榧t壤 (73%)＞棕壤 (38%)＞褐土(36%)＞黃壤 (30%)＞黑土 (17%)，平均為 39%。不同土壤間遷移系數(shù)存在極顯著差異（P＜0.01）。

圖2 土壤鉛的賦存形態(tài)及其占總鉛的比例Fig.2 Fractions of soil Pb and their proportions to the total Pb

遷移系數(shù)與土壤鉛的生物可給性之間的相關(guān)性見(jiàn)表4。在胃和小腸階段，遷移系數(shù)與土壤鉛的生物可給性呈高度顯著正相關(guān)（P＜0.05）。

表4 遷移系數(shù)與土壤鉛的生物可給性之間的相關(guān)性Table 4 Correlations between mobility factor and bioaccessibility of soil Pb

2.2.3 影響因素的多元回歸

進(jìn)一步對(duì)土壤鉛的生物可給性（因變量）的可能影響因素（自變量）進(jìn)行逐步多元回歸分析，以此消除各因素間的多重共線性問(wèn)題，結(jié)果見(jiàn)表5?？梢钥闯?，僅有土壤pH是土壤鉛在胃腸道的生物可給性的主導(dǎo)因子。

表5 土壤鉛的生物可給性的影響因素的多元回歸Table 5 Multivariate regression between bioaccessibility of soil Pb and the influencing factors

2.2.4 土壤間差異的機(jī)理分析

綜上所述，經(jīng)口部攝入的土壤鉛在人體胃腸道的生物可給性與土壤 pH、有機(jī)質(zhì)質(zhì)量分?jǐn)?shù)以及遷移系數(shù)有著密切關(guān)聯(lián)。在消除各因素間的多重共線性問(wèn)題后，土壤pH被證實(shí)是土壤鉛在胃腸道的生物可給性的主導(dǎo)因子。以此為基礎(chǔ)，對(duì)鉛的生物可給性的土壤間差異進(jìn)行機(jī)理分析推斷，并給予今后進(jìn)一步的驗(yàn)證性實(shí)驗(yàn)研究以啟示。

土壤pH與土壤鉛的生物可給性呈高度顯著負(fù)相關(guān)，這與Yang et al.（2006）的研究結(jié)果一致，且土壤pH是土壤鉛的生物可給性的主導(dǎo)因子。較高的土壤pH有利于鉛與羥基形成復(fù)合物，可在一定程度上削弱鉛的溶解釋出；另外OH?可進(jìn)一步削弱H+對(duì)交換位點(diǎn)競(jìng)爭(zhēng)的能力，減少土壤中游離的鉛離子含量；還有學(xué)者認(rèn)為，pH較高的土壤中粘土礦物、水合氧化物、有機(jī)質(zhì)等表面負(fù)電荷較多，可增強(qiáng)對(duì)鉛的吸附（Yang et al.，2006；鄭順安等，2013；Yang et al.，2015）。因此，pH值最低的紅壤中鉛的生物可給性較高；而pH值最高的黑土中鉛的生物可給性較低。

有機(jī)質(zhì)質(zhì)量分?jǐn)?shù)雖不是直接影響土壤鉛的生物可給性的主導(dǎo)因子，但其與土壤鉛的生物可給性呈高度顯著負(fù)相關(guān)，這與Saminathan et al.（2010）的研究結(jié)果一致。有機(jī)質(zhì)表面具有大量的官能團(tuán)，如羧基、氨基、羥基等都與鉛有著較高的親和力，而大分子固體腐殖質(zhì)可與鉛形成絡(luò)合物并具有較高的穩(wěn)定性（羅梅等，2020）。此外，帶負(fù)電荷的有機(jī)質(zhì)可吸附鉛離子（Udovic et al.，2012）。因此，有機(jī)質(zhì)質(zhì)量分?jǐn)?shù)最低的紅壤中鉛的生物可給性較高；而有機(jī)質(zhì)質(zhì)量分?jǐn)?shù)最高的黑土中鉛的生物可給性較低。

遷移系數(shù)與土壤鉛的生物可給性呈高度顯著正相關(guān)。F1、F2、F3通常被認(rèn)為是土壤中較活躍、易溶出的鉛的賦存形態(tài)，因此在模擬人體胃腸道消化過(guò)程的體外試驗(yàn)中也更易于溶解釋出，進(jìn)而被人體吸收。本研究中遷移系數(shù)最高的紅壤中鉛的生物可給性較高；而遷移系數(shù)最低的黑土中鉛的生物可給性較低。Tessier連續(xù)提取法的步驟相對(duì)繁瑣，所要消耗的時(shí)間（至少20 h）遠(yuǎn)長(zhǎng)于體外試驗(yàn)（約6 h），因此體外試驗(yàn)方法不僅直接而準(zhǔn)確，且非常適用于大量土壤樣品的健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估工作。

3 結(jié)論

（1）針對(duì)中國(guó)5種典型土壤（紅壤、褐土、黑土、棕壤、黃壤）的研究，為后續(xù)開(kāi)展大范圍、高精度的實(shí)地鉛污染土壤健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估工作提供了科學(xué)依據(jù)與參考。在相同鉛污染程度下（800 mg·kg?1），土壤鉛在胃階段的生物可給性為72.7%—82.6%，各類型土壤間差異極顯著，其中紅壤較高而黑土較低；進(jìn)入小腸階段后，因環(huán)境條件的改變，尤其是消化液pH值的急劇升高，土壤鉛的生物可給性極顯著降低至22.8%—27.7%，各類型土壤間無(wú)顯著差異。經(jīng)口部攝入的土壤鉛對(duì)人體的健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估結(jié)果與之相同。值得注意的是，對(duì)兒童而言，土壤鉛在胃階段的非致癌風(fēng)險(xiǎn)達(dá)到可接受限值的2.1倍；且整體而言，土壤鉛對(duì)兒童的非致癌風(fēng)險(xiǎn)平均達(dá)到成人的 7.6倍，應(yīng)給予重視。

（2）經(jīng)口部攝入的土壤鉛在胃腸道的生物可給性與土壤 pH、有機(jī)質(zhì)質(zhì)量分?jǐn)?shù)和遷移系數(shù)分別呈高度顯著負(fù)相關(guān)、高度顯著負(fù)相關(guān)和高度顯著正相關(guān)；其中，土壤pH是土壤鉛在胃腸道的生物可給性的主導(dǎo)因子。通過(guò)體外試驗(yàn)可直接、簡(jiǎn)便而準(zhǔn)確地獲取土壤鉛的生物可給性信息，建議在今后實(shí)地的污染土壤健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估工作中引入該方法學(xué)。