污染土壤中氟的人体胃肠吸收可给性影响因素及健康风险

李 卉,韩占涛,刘心哺,王妍妍,张 威,马丽莎 (1.中国地质科学院水文地质环境地质研究所,河北 石家庄 050061；2.中国地质调查局河北省地下水污染机理与修复重点实验室,河北 石家庄 050061；3.生态环境部土壤与农业农村环境监管技术中心,北京 100012；.河北地质大学,河北 石家庄 050031)

氟是在自然环境中广泛分布且与人体健康密切相关的微量化学元素之一[1].氟具有双阈值性,食物或饮水中氟缺乏,会影响人体牙齿和骨骼组织代谢,而氟的过量摄入则会造成人体氟中毒[2-3].随着氟在工业生产中的广泛使用,来源于炼钢厂、氟化盐场、磷肥厂等企业生产过程排放的大量含氟废水、废渣和含氟大气沉降进人环境后,其中一部分直接或间接进人土壤,通过食物链、手-口直接接触、皮肤接触以及呼吸等途径,对人体健康造成潜在危害[4-5].为满足城市建设用地需求,一些污染场地将转变为商业或居住用地,根据现有风险评估技术导则[6]对氟污染场地进行健康风险评估、制定合理的风险管理措施已受到各级环保部门的重视.

在土壤暴露风险评价中,经口摄入(无意)的污染土壤对人体造成的风险值/危害商越来越高,其中,对儿童尤为明显[7-8].目前的风险评估假设土壤中污染物经口摄入后能完全进入血液循环系统,因此在计算暴露剂量时以土壤中污染物总量为基准.然而土壤中污染物被人体摄入后,并不能完全被人体吸收,需依次经历胃液和肠液的提取,仅溶解于胃、肠液中的污染物方可被吸收并对人体健康产生危害.研究表明,在模拟的胃液,肠液条件下,金属(Cd、As、Pb、Cu、Zn、Mn),POPs,多溴联苯醚等污染物并不能完全从土壤中解吸[9-13],以土壤中污染物总量进行评估的结果很大程度上夸大了其风险危害.因此,研究人员推荐采用体外模拟(in vitro)人体消化吸收[14-15]的方法,测试土壤中能够溶解于胃肠系统的污染物浓度(即人体/生物可给性浓度),并以此为基准计算人体摄入量更为准确[16-17].国内外应用in vitro 方法测定污染物的人体可给性研究主要集中于实验方法、主要控制条件、影响因素及其在健康风险评估研究中的应用[14],关注的污染物主要针对土壤重金属[7,9,13],而土壤中无机阴离子,如氟离子等在胃肠液条件下的吸附/解吸机理及影响因素尚不明确.尚德荣等[18]利用in vitro 方法,研究了南极磷虾中氟的生物可给性,而在人体胃肠液条件下,生物体和土壤环境中氟的解吸情况可能显著不同,因此,综上所述,本研究拟利用in vitro 可给性测试方法对某氟污染场地中土壤中氟的人体胃肠吸收可给性及其影响因素进行研究,同时分析其对人体健康风险的影响,以期为氟污染场地开展风险评估及管控、修复方案的制定提供科学依据.

1 材料与方法

1.1 供试土样

表1 土壤样品理化参数Table 1 Physicochemical parameters of soil samples

供试样品取自太原市某玻璃化工厂(土样编号:S1-S16),受氟化物污染土壤经风干、研磨后,过60 目筛备用.土壤样品经硝酸+氢氟酸消解后,用电感耦合等离子体质谱仪(ICP-MS,安捷伦7500)测定土壤中总铁(TFe)和总铝(TAl);pH 值采用电位法测定;土壤中水溶性氟(cs') 和总氟(cs)采用氟离子选择电极法测定;土壤水溶性氟用水直接提取;总氟采用碱熔融法提取,且测定前需在提取液中加入总离子强度调节缓冲溶液[19].测定结果见表1.

1.2 土壤中氟可给的体外模拟消化测试

本研究使用的 in vitro 实验方法为 UBM(Unified Bioaccessibility Model)方法,该方法是英国地质调查局于2005 年联合美国、加拿大、荷兰等7个国家的实验室共同开发的一种测试体外模拟消化测试方法,用来连续模拟人体的胃、肠消化阶段[20-22].根据UBM 方法模拟液组分配制胃、肠模拟液[23],所用试剂均为优级纯,所有模拟液在实验当天制备,以保证其新鲜和完全溶解.每个样品设置一个平行样,具体操作过程如下:

①胃提取阶段,取5g 风干研磨后土样(＜0.25μm)置于500mL 具塞磨口锥形瓶中,加入120mL 模拟胃液(包含氯化钾、尿素、粘液素、胃蛋白酶、盐酸等,pH值调至(1.1±0.2)),混合均匀后,用1:1 的HCl 溶液调节土壤溶液pH值至(1.1±0.2),将锥形瓶放入已预热至(37±2)℃的振荡器中,以200r/min 振荡1h,测定瓶内土壤溶液的pH 值,确保其介于1.0～1.5 之间.取40mL土壤溶液以5000r/min离心10min,利用离子选择电极法测定上清液中氟的浓度ρ(gF).

②肠提取阶段,向胃提取阶段结束后的锥形瓶中补充新鲜模拟胃液至120mL,之后再加入300mL模拟肠液(包含尿素、胰酶、胆汁盐、NaHCO3等,pH值调至6.3±0.5),混合均匀后用5mol/LNaOH 溶液调节土壤溶液pH 值至6.3±0.5,放入振荡器继续震荡4h 后再次测定其pH 值并准确调节至6.3±0.5.从中取40mL 土壤溶液以7000r/min 离心10min,利用离子选择电极法测定上清液中氟的浓度ρ(giF).

1.3 可给性浓度计算

土壤中氟在胃及肠阶段的可给性浓度及其可给性采用式(1) ～ 式(4)计算.

式中:cgb为土壤中氟在模拟胃阶段的人体可给性浓度, mg/kg;cgib为土壤中氟在模拟肠阶段的人体可给性浓度,mg/kg;cs为土壤中氟的总浓度,mg/kg;ρ(gF)为模拟胃液中氟的浓度,mg/L;vg为测试过程中模拟胃液的体积,L;m 为可给性测试过程中土壤质量,mg;ρ(giF)为模拟肠液氟的浓度,mg/L;vgi为测试过程中模拟肠液的体积,L;BioG 为胃阶段氟的人体可给性,无量纲;BioGI 为肠阶段的人体可给性,无量纲.

1.4 健康风险评估

土壤中氟的暴露途径为食用农作物、经口摄入、皮肤接触、呼吸吸入(包括土壤颗粒物和土壤气态污染物).本研究仅将经口摄入作为关键暴露途径,分别以土壤中氟的浓度及人体胃肠吸收可给性浓度作为暴露浓度的健康风险,以进行差异性分析,计算式如式(5)～式(7)所示,对于单一污染物的非致癌效应,仅考虑人群在儿童期受到的危害,经口摄入土壤途径的土壤暴露量采用公式(8)计算:

式中:cs、cgb和cgib分别为土壤氟浓度,土壤氟在胃和肠提取阶段的人体可给性浓度,mg/kg;HQg、HQgb和HQgib分别为土壤中氟经口摄入后以cs,cgb和cgib计算的非致癌风险(危害商),无量纲;SAF 是暴露于土壤的参考剂量分配系数,无量纲;RfDo是经口摄入参考计量,mg/kg/d;OISERnc是经口摄入土壤暴露量(非致癌效应),kg/kg/d;OSIR 是人体每日摄入土壤量,mg/d;ED 是暴露期,a;EF 是暴露频率,d/a;BW 是人体体重,kg;ABS0是经口摄入吸收效率因子,无量纲;ATnc是非致癌效应平均时间,d.上述各参数的取值如表2 所示.

表2 风险评估模型参数取值Table 2 Values of the risk assessment model parameters

2 结果与讨论

2.1 土壤中氟的胃肠吸收人体可给性分析

对不同深度的16 个土壤样品的模拟胃、肠提取液氟浓度进行测试,并计算氟的模拟胃、肠可给性浓度,结果如表3 所示.对比表3 与表1 可知,供试土样中氟在胃及肠阶段的可给性浓度明显低于土壤中氟的总浓度.可见,即使在强酸性的胃液中,随土壤经口摄入后的氟也不会完全溶解进入人体血液循环系统.本研究供试土样中氟在同一提取阶段的可给性结果差异性较小,其中,胃阶段可给性为2.59%～6.57%,平均值为3.53%,肠阶段为1.09%～2.52%,平均值为1.44%,总人体可给性为3.68%～9.09%,平均值为4.97%.

氟在模拟胃阶段的可给性明显高于模拟肠阶段(表3),尚德容等[18]在关于南极磷虾中氟的人体可给性研究中也发现,南极磷虾中的氟在胃提取阶段的人体可给性显著大于肠提取阶段的人体可给性,分别为61.24%～87.50%和16.97%～27.31%,且在大量的As,Cd,Zn 等重金属生物可给性的研究中也可得到近似结果,如钟茂生等[24]采用UBM模拟胃肠消化的方法测试了来自湖南,广西和大连 12 个污染土壤样品中Cd 的人体可给性,结果显示,Cd 在胃提取阶段的可给性为 12.24%～81.10%,平均值为53.60%,肠提取阶段的可给性为2.01%～43.30%,平均值为19.74%.崔岩山等[25]利用in vitro 方法研究了我国不同地区16 个土壤样品中镉的生物可给性,发现模拟胃液和小肠液中镉的生物可给性分别 6.37%～69.43%和3.19%～36.91%,平均值分别为25.34%和14.84%.Pelfrene 等[21]利用UBM 方法研究了法国北部冶炼厂农田污染土壤中镉,铅和锌的人体可给性,结果表明三种重金属污染物在胃和肠提取阶段的可给性分别为82%,55%,33%和45%,20%,10%.产生上述结果的原因在于胃液具有强酸性,经模拟胃液提取后,土壤中可给性氟化物或重金属转变成离子形态存在,因此其可给性浓度较高;当加入模拟肠液后,提取环境的pH 值大幅升高,原本以离子形态存在的溶解性污染物再次与土壤颗粒吸附结合,最终导致肠液中污染物的可给性降低[9,26].

表3 氟可给性浓度及人体可给性计算结果Table 3 Fluorine bioaccessible concentration and bioaccessibility

2.2 影响因素

双变量相关性分析结果如图1 所示,该研究中胃提取阶段氟的人体可给性最显著影响因素是土壤中水溶性氟cs'(R2=0.9466, P＜0.01, n=16),其次为TFe (R2=0.8675, P＜0.01, n=16)和TAl (R2=0.8258,P＜0.01, n= 16),但与cs(R2=0.0327, P＞0.05,n=16)及pH (R2= 0.0214, P＞0.05, n=16)无关.模拟胃肠液提取土壤氟本质上也是溶液化学提取,因此可提取含量与水溶性氟含量呈现明显正相关.前人关于土壤总氟与水溶性氟相关性的研究结果表明在不同土壤总氟受土壤母质矿物组分影响变幅极大的前提下,土壤总氟与可溶性氟呈现出非相关性[27-29],因此根据相关性传递理论,土壤中氟的可给性浓度也与总氟呈非相关性.此外,余大富等[30]对土壤氟背景含量与人体氟效应的关系进行了研究,也发现土壤总氟量与人体氟效应无直接关系.

在土壤pH 值对水溶性氟含量影响的研究中,一般认为二者存在一定正相关性[31-32],因为土壤中OH-和F-在黏土矿物上会产生竞争吸附,因此土壤pH 值较大,水溶性氟含量也较高,但在本研究中,胃提取阶段氟的人体可给性与土壤pH 值并未呈现出相关性,这可能是因为实验中16 个土壤样品的pH值为6.42～7.78,变幅相对较小,土壤水溶性氟、总铁含量因素对胃提取阶段氟的影响比土壤pH 值的影响更明显,因此土壤pH 值的影响被掩盖,但由图1(b)可以看出,土壤氟胃提取阶段浓度明显小于土壤水溶性氟浓度,这是因为胃液模拟液pH 值较低,中和了土壤中的OH-,增强了土壤对氟的吸附性,因此胃阶段氟可给性浓度较低.

图1(d)和(e)结果显示土壤中氟在胃提取阶段的可给性浓度与TFe 和TAl 呈正相关.现有研究表明,水-土系统中氟以多种赋存形态存在,其中,铁锰结合态氟(氟与铁、锰及铝的氧化物、氢氧化物和水合氧化物)是土壤中氟的一种重要存在形式,其与土壤pH 值,Fe 和Al 含量呈显著正相关[33-34],胃液的强酸性促进铁锰结合态氟转化为水溶态,因此,根据相关性传递理论,在胃提取阶段,氟的可给性浓度与TFe和TAl 呈正相关关系.此外,铁铝氧化物胶体是土壤中氟的主要吸附剂之一,在pH 值较低的环境条件下,其对F-的吸附性增强,会使得水溶性氟浓度降低[35],但在本研究中铁铝氧化物对氟的可给性浓度影响并不明显.

在肠提取阶段,溶液pH 值显著增大,一方面,由于OH-和F-竞争吸附作用的增强促进了F-的解吸,另一方面也促进了铁锰结合态氟的生成,但相对于氟在胃阶段的可给性浓度,pH 值对氟在肠提取阶段的可给性浓度影响相对较小,因此,cgb仅与cgib呈显著正相关(R2=0.9726,P＜0.01,n=16).

图1 氟的人体可给性浓度影响因素相关性分析Fig.1 Correlation analysis of influence factors for fuorine bioaccessible concentration

2.3 人体可给性预测模型

以相关土壤理化参数为自变量,胃及肠提取阶段氟的人体可给性浓度为因变量,采用逐步回归(multi-variable regression)方法拟合基于关键影响因素的人体可给性浓度预测模型. 为验证模型的准确性,随机选取8 个土壤样品(S1、S3、S5、S7、S9、S11、S13、S15)的测试结果进行建模,再用剩余8 个土壤样品的检测结果对模型进行验证.建模结果如式(9)、(10)所示.

由式(9)、(10)可知,基于土壤水溶性氟含量和土壤总铝含量能够较好的预测氟在胃阶段的人体可给性,R2达到0.9614,肠阶段仅基于cgb即可较好的预测其人体可给性浓度,R2为0.9848.利用建模的8 个原始土壤样品数据分别回代至式(9)和(10),计算表征模型预测误差的平均误差(MAE,该值越小,说明测定值与预测值之间差异越小,预测越准确)、均方根误差(RMSE,该值越小,表明测定值和预测值间的偏差越小,测量准确度越高)以及可决系数(r2,该值越高,表明全部自变量对因变量的解释程度越高,拟合优度越大).结果显示,对于式(9),MAE、RMSE 和r2分别为0.02、0.02 和0.97,对于式(10),三者分别为0.01、0.01 和0.99,表明上述模型的总体预测精度较高.

图2 氟的人体可给性浓度模型预测值与实测值的相关性Fig.2 Correlation between predicted and measured values of fuorine bioaccessible concentration

利用剩余8 个样品(S2、S4、S6、S8、S10、S12、S14、S16)对模型预测的准确性进行进一步检验,结果如图2 所示.由图可知,氟的人体可给性浓度模型预测值与实测值相关性模型的斜率分别为0.74 和0.77,R2大于0.95,说明预测值与实测值偏差较小.统计检验结果表明,预测值与实测值之间无明显差异(P＜0.01,n=8).可见,该研究构建的模型能较准确地预测氟在胃及肠提取阶段的人体可给性浓度.

2.4 人体健康风险评估

以土壤中氟浓度及胃肠提取阶段的人体可给性浓度,计算不同氟污染土壤样品的人体健康风险,得到危害商计算结果如表4 所示. 由表4 可知,以土壤中总氟化物浓度为暴露浓度计算的危害商值均在1.0 以上,根据污染场地风险评估导则规定,单一非致癌性污染物可接受的危害商水平为1.0,即本研究中所有氟污染样品对人体健康的风险均超过人体健康可接受水平.考虑氟在人体胃液和肠液中的可给性,样品在胃、肠阶段的危害商分别为2.81×10-2～6.63×10-2和1.20×10-2～2.54×10-2,远远低于人体健康可接受水平值.可见,根据土壤中氟化物浓度作为暴露浓度计算人体健康风险,并依此制订管理及修复对策可能过于保守,在实施过程中增加不必要的经济成本.而基于人体胃、肠阶段人体可给性的暴露浓度计算则可能为人体健康风险评估提供更为科学的依据.

表4 氟污染土壤样品危害商计算结果Table 4 Hazard quotient (HQ) of soil samples contaminated by fluorine

3 结论

3.1 本研究供试土样中氟在胃提取阶段的可给性为2.59%～6.57%,平均值为3.53%,肠提取阶段的可给性为1.09%～2.52%,平均值为1.44%,可见,土壤中氟在胃及肠提取阶段的人体可给性浓度远低于土壤中氟浓度,且模拟胃提取阶段氟的人体可给性明显高于模拟肠提取阶段,前者是后者的2.29～2.61 倍.

3.2 土壤中胃提取阶段氟的人体可给性浓度与土壤中cs'(P＜0.01,n=16)、TFe(P＜0.01,n=16)和TAl(P＜0.01,n=16)显著正相关,与cs(P＞0.05,n=16)和pH(P＞0.05,n=16)无关;肠提取阶段氟的人体可给性浓度与胃阶段氟的可给性浓度(P＜0.01,n=16)显著正相关.

3.3 基于土壤水溶性氟和总铝含量构建的模型能较好的预测氟在胃提取阶段的人体可给性浓度,相关系数(R2)为0.96;基于氟在胃阶段的人体可给性浓度构建的模型能较好地预测其在肠提取阶段的可给性浓度,R2为0.98.

3.4 以供试土壤样品中氟浓度为暴露浓度计算人体健康风险分别是考虑氟在胃、肠液中人体可给性因子的15.23～37.01 倍和39.76～86.67 倍,据此计算人体健康风险并依此制订管理及修复对策可能过于保守,在实施过程中也可能增加不必要的经济成本.