摘要∶为准确评估多环芳烃(PAHs)污染土壤对人体的健康风险，解决目前基于总量风险评估导致土壤PAHs修复目标值过严的问题，采用德国标准研究院颁布的生物可给性测试方式研究了石家庄某焦化厂土壤中苯并[b]荧蒽(BBF)、苯并[k]荧蒽(BKF)、苯并[a]芘(BAP)、茚并[1，2，3-cd]芘(IPY)和二苯并[a,h]蒽(DBA)共5种PAHs的生物可给性，并基于考虑和不考虑生物可给性计算了场地PAHs经口摄入途径下的人体健康致癌风险及修复目标值。结果表明，(1)调查研究区域BBF、BAP、IPY和DBA浓度超出《土壤环境质量建设用地土壤污染风险管控标准(试行)》(GB36600—2018)规定的第一类用地筛选值；(2)土壤中PAHs的生物可给性范围为14.71%～56.42%；(3)在考虑生物可给性后，4种超标PAHs的健康风险均有所降低，其中BBF的风险值已低于国家导则规定的人体可接受水平；(4)引入生物可给性后BAP、IPY和DBA的修复目标值(95% UCL)为2.83、34.63和1.95 mg·kg-1，分别提高了2.6倍、3.4倍和1.5倍。对焦化场地典型污染物PAHs进行精细化健康风险评估，可以在一定程度上克服现有技术导则计算土壤PAHs修复目标值过于严格的问题。
关键词∶多环芳烃；焦化厂；生物可给性；精细化风险评估
多环芳烃(polycyclic aromatic hydrocarbons, PAHs)是焦化厂等工业场地土壤中常见的有机污染物[1]，因其疏水性和亲脂性，更易吸附于土壤颗粒并在土壤中累积[2-3]。经口摄入是土壤中PAHs的主要暴露途径之一[4]，目前我国相关技术导则主要以土壤中PAHs的总浓度(有机溶剂提取)为基础[5-6]，计算经口暴露途径的健康风险。但土壤中的污染物随土壤经口摄入进入人体后，并非所有污染物均能从土壤颗粒中解吸出来进入人体消化及血液循环系统[7-9]，以土壤中PAHs总浓度为基准计算健康风险往往过于保守，进而造成过度修复[10-11]。为解决这一问题欧美国家提出了开展基于模拟人体胃肠消化过程的生物可给性测试，并以土壤中目标污染物生物可给性浓度作为暴露浓度进一步评估其健康风险的方法[12-14]。生物可给性(bioaccessibility)是指基质(如土壤、食物等)中污染物在模拟胃肠液中释放出的量与总量的比值，表示了基质中污染物能被人体吸收的相对量，代表了人体可能吸收的最大量[15]。
目前欧美等发达国家，已开展了土壤中重金属及半挥发性有机污染物的生物可给性测试研究并颁布了系列导则，中国国内科研单位也开展了相关研究工作。美国环境保护局于2007年颁布了场地风险评估过程中测试污染物生物有效性及可给性的技术导则[16-17]；此外有些国家还专门制定了土壤中污染物生物可给性测定的标准方法，如德国标准研究院颁布的DIN19738:2017-06[18]是针对土壤中无机和有机污染物进行生物可给性测定的方法，英国环境保护局也颁布了针对砷的生物可给性测试方法[19]。中国国内很多科研单位也开展了大量的土壤污染物生物可给性研究工作，如将生物可给性应用于实际污染场地风险评估及修复目标值制定中，多项研究结果表明，与基于污染物总量计算的健康风险相比，考虑污染物生物可给性后健康风险显著降低性，对应的修复目标值也比国家相关标准提高了数倍，避免过度修复的同时也产生了可观的经济效益和环境效益[20-22]。
本试验选择我国已停产大型焦化场地为研究对象，研究苯并[b]荧蒽(BBF)、苯并[k]荧蒽(BKF)、苯并[a]芘(BAP)、茚并[1,2,3-cd]芘(IPY)和二苯并[a,h]蒽(DBA)等5种以致癌风险为主的PAHs生物可给性，计算基于考虑和不考虑生物可给性情况下PAHs经口摄入途径的健康风险和修复目标值。研究可为焦化场地典型污染物PAHs精细化风险评估提供理论依据和实践经验。
1 材料与方法(Materials and methods)
1.1 仪器与试剂
仪器∶气相色谱-质谱联用仪(GC-MS)(Agilent7890A，美国)，FID检测器；色谱DB-5 (30 m×0.25 nm×0.25 μm，J&W，美国)；加速溶剂萃取仪(ASE-200，戴安(DIONEX)中国有限公司)；旋转蒸发器(R系列，上海申生科技有限公司)；氮吹仪(SE812型，上海安谱实验科技股份有限公司)；便携式pH计(ST-20，美国奥豪斯仪器有限公司)；固相萃取装置(Visiprep DL，美国Supelco)等。
有机试剂∶正己烷、丙酮和二氯甲烷均为色谱纯，PAHs混合标准溶液购买于美国AccuStandard公司。生物试剂∶胃蛋白酶、胰酶和胆盐均为猪源，来自上海麦克林生化科技有限公司；粘蛋白，猪源，来自上海西格玛奥德里奇贸易有限公司；胰蛋白酶，牛源，来自上海麦克林生化科技有限公司。无机试剂∶氯化镁、氯化钾、磷酸二氢钾、氯化钙、氯化钠、碳酸氢钠和无水硫酸钠，分析纯，购买于国药集团；浓盐酸(优级纯)购买于北京兴青红精细化学品科技有限公司。其他：尿素(优级纯)购于天津市津科精细化工研究所；硅藻土购买于国药集团；雀巢全脂奶粉产自黑龙江省哈尔滨双城市。
1.2 场地概述
目标研究场地石家庄某焦化厂建厂于1958年，主要生产焦炭、煤气、焦油、沥青、硫磺、粗苯和酚萘等化工产品，2008年停产闲置至今。未来拟开发为居住用地，根据《土壤环境质量建设用地土壤污染风险管控标准(试行)》(GB36600—2018)[6]规定属于第一类用地类型。初步调查结果显示该场地受到PAHs等污染，初步调查数据如表1所示。
表1 初步调查数据
Table 1 Preliminary survey data
注：筛选值为《土壤环境质量建设用地土壤污染风险管控标准(试行)》(GB36600—2018)[6]一类用地筛选值。
Note: Screening values are according toSoilEnvironmentalQualityRiskControlStandardforSoilContaminationofDevelopmentLand(GB36600—2018)[6]first-class land.
1.3 样品采集及预处理
选取约30 000 m2污染较重的区域开展专项调查，布设11个PAHs土壤采集点位(图1)。采集0～20 cm表层土壤样品，土壤置于聚乙烯自封袋中避光保存。试验前将所有土壤样品在阴凉处自然风干，去除石块、枯枝叶等杂物，研磨过筛，土壤筛分至<250 μm，用于污染物生物可给性研究。供试土壤理化性质如表2所示。
图1 场地点位布设图
Fig. 1 Site layout map
表2 供试土壤理化性质
Table 2 Physical and chemical properties of the soils
1.4 样品提取及分析
1.4.1 土壤中PAHs总量的提取
采用加速溶剂法提取PAHs总量[23]。将12 g干燥土样和3 g硅藻土混合均匀后，装入22 mL萃取池。提取溶剂为体积比1∶1的正己烷/丙酮混合溶液。在100 ℃下加热5 min，压强为1 500 psi(10.3 MPa)，静态下循环2次，每次提取5 min，用13.2 mL体积比1∶1的正己烷/丙酮混合溶液进行冲洗，1.2 MPa氮气吹扫60 s。提取液经旋蒸浓缩后，过弗罗里固相萃取小柱净化[24]，用正己烷和二氯甲烷(体积比1∶1)洗脱，收集洗脱液转移至K-D瓶氮吹定容，过滤后存储至棕色小瓶待测。
1.4.2 模拟胃肠液提取土壤中PAHs
采用德国标准研究院颁布的生物可给性测试方法(DIN体外法)[18]测试土壤中PAHs的生物可给性，消化液的成分及方法参数如表3所示。将1 g土壤与50 mL模拟胃液混合于250 mL锥形瓶中，加入5 g奶粉。用10% HCl将模拟胃液初始pH调为2，每30 min监测一次，维持模拟胃液pH在2～4，若偏离，用10% HCl或固体碳酸氢钠粉末调节，37 ℃下恒温震荡2 h。胃相提取完成后，加入等体积的模拟肠液，用固体碳酸氢钠粉末将胃相调至肠相环境即pH为7.5，随后每15 min监测调整一次pH并将其稳定在7.5±0.2，在37 ℃恒温震荡3 h。提取结束后，在7 000 r·min-1下离心分离15 min，收集上清液20 mL，用10 mL正己烷超声萃取3次，用分液漏斗分离并收集有机相，用无水硫酸钠脱水干燥，干燥后的有机相按1.4.1方法处理后保存待测。
表3 模拟胃肠液的配制及提取条件
Table 3 Preparation and extraction conditions of simulated gastrointestinal fluid
1.4.3 土壤中PAHs测试
使用Agilent 7890-5795 GC-MS进行土壤样品中PAHs含量的测试。GC-MS检测器为FID，检测器温为230 ℃，色谱柱为DB-5 MS型(30 m×0.25 mm×0.25 μm)，载气为高纯氦气(99.9999%)，扫描模式为选择性离子检测(SIM)，传输线和离子源的温度分别为280 ℃和230 ℃，离子源为EI。电子轰击源能量为70 eV，进样口温度为290 ℃。色谱柱使用升温程序：初始温度100 ℃，以30 ℃·min-1升到280 ℃，保持1 min，再以5 ℃·min-1升到300 ℃，保持3 min，采用1.0 μL不分流进样，柱流速1.4618 mL·min-1。
1.4.4 PAHs的生物可给性计算
(1)
式中：Bio表示土壤中PAHs在胃肠相的生物可给性(无量纲)；CBio为土壤中PAHs在模拟胃肠液中的溶解量(mg·kg-1)；C0为土壤中PAHs的总量(mg·kg-1)。
1.5 PAHs经口暴露途径风险评估
1.5.1 PAHs风险评估
污染土壤可以通过口腔摄入、皮肤接触和呼吸吸入3种方式进入人体，并对人体产生毒害作用。对于土壤中的PAHs(半挥发性有机物)，经口摄入是其主要暴露途径，经口摄入途径的致癌风险计算方法如下[5]∶
(2)
CRois=OISERca×Csur×SFo(3)
式中：OISERca为经口摄入土壤暴露量(kg(土壤)·kg-1(体质量)·d-1)；CRois为经口摄入土壤途径的致癌风险(无量纲)；Csur为表层土壤中污染物浓度(mg·kg-1)；其余参数如表4所示。
表4 风险评估所需参数及推荐值
Table 4 Parameters and recommended values for risk assessment
注：HJ 25.3—2019为《建设用地土壤污染风险评估技术导则》(HJ 25.3—2019)[5]。
Note: HJ 25.3—2019 representsTechnicalGuidelinesforRiskAssessmentofSoilContaminationofLandforConstruction(HJ 25.3—2019)[5].
1.5.2 PAHs修复目标值
经口摄入途径下基于可接受致癌效应的土壤修复目标值计算方法如下∶
(4)
式中∶RCVSois为经口摄入途径下基于可接受致癌效应的土壤修复目标值(mg·kg-1)，ACR为人体可接受健康风险；OISERca为经口摄入土壤暴露量(kg(土壤)·kg-1(体质量)·d-1)。
5种PAHs均以致癌风险为主，根据《建设用地土壤污染风险评估技术导则》(HJ 25.3—2019)[5]，设定5种PAHs的可接受致癌风险水平为10-6。当以土壤中污染物全量进行风险评估时，经口摄入吸收因子ABSo=1；当考虑生物可给性时，式(2)中ABSo取值等于实测Bio值。
2 结果(Results)
2.1 场地污染状况
土壤检测结果如表5所示，5种PAHs除了BKF以外其他PAHs(BBF、BAP、IPY和DBA)均超出《土壤环境质量建设用地土壤污染风险管控标准(试行)》(GB36600—2018)[6]第一类筛选值，其中BAP超标最严重，超标倍数达44.47倍。
表5 场地土壤污染物超标情况统计
Table 5 Statistical table of soil pollutants exceeding the standard
注：筛选值数据来源于《土壤环境质量建设用地土壤污染风险管控标准》(GB36600—2018)[6]。
Note: Screening values are according toSoilEnvironmentalQualityRiskControlStandardforSoilContaminationofDevelopmentLand(GB36600—2018)[6].
2.2 PAHs的生物可给性
每个点位土壤中PAHs的生物可给性如表6所示。土壤中BBF、BKF、BAP、IPY和DBA生物可给性范围分别为17.12%～52.03%、28.81%～52.59%、18.51%～52.79%、14.71%～54.8%和32.34%～56.42%。其中DBA生物可给性均值最高，为45.56%；IPY生物可给性均值最低，为35.75%。
表6 多环芳烃(PAHs)生物可给性
Table 6 Bioaccessibility of polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) (%)
2.3 PAHs健康风险水平
根据污染场地风险评估模型，计算经口摄入途径下考虑和不考虑生物可给性时PAHs的致癌风险，风险评估结果如表7所示。不考虑生物可给性时计算BBF、BAP、IPY和DBA的致癌风险均超过10-6；考虑生物可给性时计算BAP、IPY和DBA的致癌健康风险仍超过10-6，而BBF的风险水平从10-6降至10-7，低于导则规定的致癌健康风险水平。
表7 4种PAHs的健康风险水平
Table 7 Health risk levels of 4 PAHs
注：95% UCL表示95%置信区间上限值。
Note: 95% UCL represents the upper control limits of 95%.
2.4 PAHs修复目标值
根据污染场地污染物修复目标值计算模型，计算超过健康风险可接受水平的3种PAHs (BAP、IPY和DBA)在考虑和不考虑生物可给性时的修复目标值，结果如表8所示。不考虑生物可给性时计算BAP、IPY和DBA的修复目标值分别为0.78、7.82和0.78 mg·kg-1；引入生物可给性后BAP、IPY和DBA的修复目标值(95% UCL)分别为2.83、34.63和1.95 mg·kg-1。
3 讨论(Discussion)
3.1 PAHs环数对生物可给性的影响
土壤中PAHs的生物可给性如图2所示。由图2可知，IPY的生物可给性略低于其余4种PAHs，这可能是因为IPY是6环PAHs，相较于5环PAHs，其疏水性、亲脂性稍强，并通过π-π作用与土壤有机质结合得更加牢固，很难从土壤中解吸出来导致其生物可给性偏低[25-26]。这与Tao等[13]的研究结果相一致，高分子量的PAHs比低分子量的PAHs疏水性更高，通过强π-π和疏水作用与土壤有机质结合力更强，即较高溶解性低环数的PAHs具有更高的生物可给性。吕正勇等[27-28]的研究结果也表明，辛醇水分配系数高的高环PAHs，更容易与土壤中的有机质结合或进入土壤颗粒的微孔中间，而难以被提取，在土壤中的残存率高，将导致土壤中PAHs的生物有效性较低。
图2 5种PAHs的胃肠模拟生物可给性
Fig. 2 Gastrointestinal simulated bioaccessibility of five PAHs
3.2 基于全量和生物可给性的PAHs风险及修复目标值
基于总量和生物可给性的风险评估结果如表8和图3所示。结果表明，基于总量计算4种超标PAHs的致癌风险均超过导则规定的致癌健康风险水平10-6；考虑生物可给性后4种PAHs的致癌健康风险均有不同程度降低，其中，BAP、DBA和IPY的致癌风险仍超过10-6，但BAP和DBA的风险比不考虑生物可给性时降低了1个数量，在考虑生物可给性后BBF的人体健康致癌风险已低于导则规定的致癌风险可接受水平。考虑生物可给性以后IPY的健康风险降低最多，达到了72%；DBA的健康风险降低最少，为57%。
表8 3种PAHs经口摄入途径土壤修复目标值
Table 8 Target values of soil remediation by oral intake of 3 PAHs (mg·kg-1)
图3 PAHs人体健康风险
Fig. 3 Human health risks of PAHs
相应地，在考虑生物可给性后PAHs的修复目标值均有一定程度的提高(表6和图4)。在考虑生物可给性后BAP、IPY和DBA的修复目标值分别提高了2.6倍、3.4倍和1.5倍。其中IPY修复目标值提高最为显著，DBA土壤修复目标值提高倍数较少，这是因为DBA的生物可给性较高，大多在40%以上，故修复目标值提高的空间有限。可见基于PAHs生物可给性进行健康风险评估并确定土壤修复目标，在一定程度上可以克服现在技术导则计算修复目标值过严导致修复成本过高的问题。
图4 PAHs修复目标值
Fig. 4 PAHs remediation level
本文通过DIN体外法对焦化厂中5种PAHs生物可给性的测定及健康风险评估得出以下结论。
(1) 5种PAHs中BBF、BAP、IPY和DBA浓度超过建设用地第一类用地筛选值。
(2) 采用DIN体外法研究了经口摄入途径下土壤中PAHs的生物可给性，结果表明，BBF、BKF、BAP、IPY和DBA共5种PAHs的生物可给性范围为13.51%～56.42%。
(3) 基于土壤中每种PAHs总量分析时，土壤中BBF、BAP、IPY和DBA的经口暴露途径致癌风险水平均超过人体可接受水平(10-6)；当引入生物可给性后4种超标PAHs的健康风险均有所下降，其中BBF的风险值降至人体可接受水平以下；相应地，在考虑生物可给性后PAHs的修复目标值均有一定程度的提高。
(4) 基于生物可给性对土壤中PAHs经口摄入途径健康风险进行评估并计算修复目标更加客观，可在一定程度上克服现有技术导则计算土壤PAHs修复目标值过于保守的问题。
