雷國(guó)龍, 付全凱, 姜 林*, 鄭 瑞, 張瑞環(huán), 鐘茂生, 張麗娜

1.首都師范大學(xué)， 北京 100045 2.北京市環(huán)境保護(hù)科學(xué)研究院， 北京 100037 3.國(guó)家城市環(huán)境污染控制工程技術(shù)研究中心， 北京 100037 4.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

2017年8月16日《關(guān)于汞的水俁公約》[1]對(duì)中國(guó)正式生效，指出“汞可在大氣中作遠(yuǎn)距離遷移,亦可在人為排入環(huán)境后持久存在,同時(shí)有能力在各種生態(tài)系統(tǒng)中進(jìn)行生物累積,而且還可對(duì)人體健康和環(huán)境產(chǎn)生重大不利影響，此種化學(xué)品已成為全球關(guān)注問題”. 人類使用大量的汞以及含汞資源用于金屬冶煉等工業(yè)生產(chǎn)，但由于生產(chǎn)方式粗放、監(jiān)管機(jī)制滯后，導(dǎo)致生產(chǎn)過程產(chǎn)生的大量含汞污染物以多種方式排放到環(huán)境中. 據(jù)估算，人類生產(chǎn)生活每年排放至環(huán)境中的汞超過 1 960 t[2]，造成了廣泛而持久的環(huán)境汞污染問題. 2014年《全國(guó)土壤污染狀況調(diào)查公報(bào)》數(shù)據(jù)顯示，土壤汞污染點(diǎn)位超標(biāo)率達(dá)1.6%[3].

隨著國(guó)家城鄉(xiāng)建設(shè)的不斷推進(jìn)，大中城市中原有的工業(yè)廠區(qū)面臨搬遷和關(guān)閉，由于土地資源緊張，需對(duì)其原址場(chǎng)地進(jìn)行再次開發(fā)利用. 由于這些場(chǎng)地過去的工業(yè)生產(chǎn)造成了場(chǎng)地及周邊區(qū)域的土壤、地表水和地下水的污染，若直接作為居住和商業(yè)用地可能會(huì)存在一定的環(huán)境和健康風(fēng)險(xiǎn)[4]，如北京宋家莊地鐵站建設(shè)和武漢赫山農(nóng)藥廠場(chǎng)地等開發(fā)過程中發(fā)生的工人中毒事件. 周友亞等[5]通過對(duì)我國(guó)部分城市搬遷企業(yè)場(chǎng)地的環(huán)境評(píng)價(jià)報(bào)告分析發(fā)現(xiàn)，各場(chǎng)地土壤均存在不同程度的污染，其中汞屬于高頻次出現(xiàn)的污染物之一. 同時(shí)《關(guān)于汞的水俁公約》也要求，汞污染場(chǎng)地進(jìn)行再次開發(fā)利用前應(yīng)該進(jìn)行準(zhǔn)確的健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估[1]. 汞作為一種具有特殊物理化學(xué)性質(zhì)的重金屬，能夠以復(fù)雜的化學(xué)形態(tài)賦存于土壤環(huán)境中[6]. 目前對(duì)于土壤汞污染的健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估方法主要是基于土壤中的汞總量，忽略了土壤汞形態(tài)歸趨對(duì)暴露途徑、毒性效應(yīng)和生物有效性的影響，不能客觀地評(píng)估汞污染土壤的健康風(fēng)險(xiǎn). 該文在綜述國(guó)內(nèi)外土壤汞的形態(tài)歸趨研究基礎(chǔ)上，分析了土壤汞的形態(tài)歸趨對(duì)暴露途徑、毒性效應(yīng)和生物有效性的影響，提出構(gòu)建基于土壤汞形態(tài)歸趨的汞污染場(chǎng)地健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估理論與方法，闡述土壤汞污染精細(xì)化健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估技術(shù)方法體系內(nèi)容與實(shí)際應(yīng)用面臨的挑戰(zhàn)及未來研究重點(diǎn)方向，以期為我國(guó)汞污染場(chǎng)地的健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估提供參考.

1 不同類型場(chǎng)地中汞的污染水平

涉汞行業(yè)的生產(chǎn)活動(dòng)會(huì)通過各種途徑對(duì)生產(chǎn)場(chǎng)地以及周邊區(qū)域造成嚴(yán)重的土壤汞污染，其主要行業(yè)有汞礦開采、有色金屬冶煉、以汞作為原輔料的化工生產(chǎn)和儀器設(shè)備加工制造企業(yè)、燃煤電廠等. 不同污染場(chǎng)地類型土壤中汞的污染水平差異較大(見表1)：汞礦和金礦的采礦區(qū)和冶煉加工、溫度計(jì)廠等在生產(chǎn)過程中會(huì)直接生產(chǎn)和使用純汞產(chǎn)品，造成的土壤汞污染最嚴(yán)重；其次是以汞作為原料的化工生產(chǎn)場(chǎng)地(如氯堿廠)，由于使用汞作為催化劑生產(chǎn)聚氯乙烯，導(dǎo)致生產(chǎn)區(qū)域嚴(yán)重的土壤汞污染；燃煤電廠因煤燃燒過程中汞揮發(fā)沉降對(duì)廠區(qū)及周邊土壤造成污染，污染相對(duì)較輕，但范圍較大.

表1 不同污染場(chǎng)地類型土壤中汞的污染水平

2 土壤中汞的形態(tài)歸趨

土壤中汞按其化學(xué)形態(tài)一般可分為元素汞(Hg0)、無機(jī)化合態(tài)汞和有機(jī)化合態(tài)汞，主要以無機(jī)汞形態(tài)存在于土壤環(huán)境中. Revis等[17]通過對(duì)美國(guó)田納西橡樹嶺土壤中汞污染物形態(tài)分析發(fā)現(xiàn)，無機(jī)汞約占總汞量的91%，其余6%為元素汞，甲基汞約占0.01%. 不同化學(xué)形態(tài)汞的理化性質(zhì)存在較大差異，土壤中常見的汞及其化合物的理化性質(zhì)如表2[18]所示.

表2 汞及其化合物的理化性質(zhì)[18]

土壤中汞的形態(tài)歸趨變化主要是土壤中的配體離子、溫度、微生物及氧化還原電位等地球物理化學(xué)因素和不同賦存形態(tài)汞化合物的理化特性共同作用的結(jié)果，主要體現(xiàn)在土壤中汞的氧化還原、吸附解吸和甲基化等過程[19]. 在土壤中最廣泛的氧化還原反應(yīng)是Hg2+與Hg0之間的相互轉(zhuǎn)化，Hogg等[20]研究發(fā)現(xiàn)，土壤中Hg2+含量經(jīng)過10～15 d后降低10%～30%，其中一個(gè)主要途徑就是土壤中的Hg2+被還原為Hg0. Boszke等[21]對(duì)工業(yè)泄漏的Hg0污染的土壤中汞的形態(tài)進(jìn)行了分析，發(fā)現(xiàn)土壤中Hg0的主要去向是揮發(fā)進(jìn)入大氣中，其次是在土壤中被氧化為Hg2+，進(jìn)而被腐殖質(zhì)和硫化物吸附于土壤固相中. 土壤對(duì)汞的吸附解吸作用控制了汞在土壤中的分配和遷移[22]. 控制吸附解吸的主要因素是：土壤汞形態(tài)、pH或Eh值、Cl-、有機(jī)質(zhì)和礦物質(zhì)、土壤溫度等. 研究[23-25]發(fā)現(xiàn)，進(jìn)入土壤的汞總量的95%會(huì)被土壤礦物質(zhì)和有機(jī)質(zhì)吸附固定，被吸附的汞也會(huì)發(fā)生理化性質(zhì)和形態(tài)的變化. ZHANG等[26]研究發(fā)現(xiàn)，Hg2+被土壤腐殖酸吸附后會(huì)還原為Hg1+和Hg0，導(dǎo)致汞的形態(tài)發(fā)生變化. 當(dāng)土壤中的汞被硫化物吸附后，會(huì)形成難溶的硫化汞(HgS)，降低了汞的流動(dòng)性[27]. 一些無機(jī)配體離子(如Cl-)對(duì)Hg2+具有很強(qiáng)的親和力，形成氯化汞(HgCl2)，抑制了土壤基質(zhì)對(duì)汞的吸附，增加了汞的流動(dòng)性[28]. 由于土壤中金屬陽(yáng)離子會(huì)隨著pH的降低而變得更易溶解，研究[29]發(fā)現(xiàn)，土壤吸附的Hg2+的解吸量會(huì)隨著pH的降低而增加，導(dǎo)致汞的流動(dòng)性增加. 當(dāng)土壤中氧濃度降低和腐殖質(zhì)含量升高時(shí)，單質(zhì)汞和無機(jī)汞會(huì)在生物因素和非生物因素作用下轉(zhuǎn)化為遷移性和毒性更高的甲基汞[30]. 一般而言，工業(yè)污染場(chǎng)地土壤中由于水分含量和有機(jī)質(zhì)含量相對(duì)較低，土壤對(duì)汞的甲基汞化作用較弱，甲基汞的含量普遍較低[17].

3 土壤汞不同形態(tài)歸趨對(duì)健康風(fēng)險(xiǎn)的影響

3.1 不同形態(tài)汞的毒性

不同化學(xué)形態(tài)汞對(duì)人體的毒性效應(yīng)不同[31]. Hg0作為液態(tài)直接進(jìn)入人體后的毒性并不大，但以汞蒸氣形式經(jīng)呼吸道進(jìn)入肺泡后會(huì)被吸收進(jìn)入血液中、循環(huán)至全身. 同時(shí)，汞因具有高度脂溶性，可通過血腦屏障對(duì)腦組織造成損傷；無機(jī)汞雖不溶于脂質(zhì)，但易與人體內(nèi)蛋白質(zhì)結(jié)合，造成人體消化道和腎臟的損傷[32]；甲基汞等有機(jī)汞既溶于水又溶于脂質(zhì)，可損傷人體大腦和中樞神經(jīng)系統(tǒng)，造成精神障礙[33]. 美國(guó)環(huán)境保護(hù)局(US EPA)對(duì)汞的不同化學(xué)形態(tài)進(jìn)行了風(fēng)險(xiǎn)等級(jí)劃分，Hg0和甲基汞的風(fēng)險(xiǎn)等級(jí)為C級(jí)(可疑致癌物質(zhì))，無機(jī)汞(HgCl2)為D級(jí)(非致癌物質(zhì))[34]，并制定了不同化學(xué)形態(tài)的毒性系數(shù)[35](見表3).

表3 不同汞化合物的毒性系數(shù)[35]

3.2 對(duì)生物可給性/有效性的影響

傳統(tǒng)的場(chǎng)地土壤風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估中假設(shè)總汞的生物有效性為100%，但Canady等[36]對(duì)美國(guó)毒物及疾病注冊(cè)局(ATSDR)的數(shù)據(jù)分析發(fā)現(xiàn)，土壤中汞的生物有效性設(shè)為100%過于保守. 生物有效性測(cè)試方多采用動(dòng)物活體試驗(yàn)進(jìn)行測(cè)試，但其試驗(yàn)周期長(zhǎng)、試驗(yàn)成本高、試驗(yàn)結(jié)果重現(xiàn)性差，甚至還可能帶來倫理問題. 因此，在實(shí)際場(chǎng)地風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估中，往往采用模擬人體胃腸消化特性的體外模擬方法進(jìn)行土壤污染物的可給性測(cè)試，并以可給性保守地代替生物有效性[37-39]. Safruk等[40]通過使用PBET體外生物可給性測(cè)試方法對(duì)土壤中總汞的生物可給性進(jìn)行測(cè)試發(fā)現(xiàn)，其生物可給性僅為總汞量的1.2%～3%，遠(yuǎn)低于風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估中100%的生物有效性假設(shè). 不同形態(tài)無機(jī)汞的有效性也存在差異，Schoof等[41]通過使用小鼠進(jìn)行體內(nèi)生物有效性測(cè)試發(fā)現(xiàn)，土壤中HgCl2的生物有效性為15%～20%，而HgS的生物有效性只有HgCl2的1/60～1/30. 相對(duì)于無機(jī)汞，甲基汞的生物有效性接近于100%，在人體胃腸道中可被很好地吸收利用[33]. 汞的化學(xué)形態(tài)會(huì)隨土壤環(huán)境而發(fā)生變化，進(jìn)而改變其生物有效性. 隨著土壤的老化，土壤中汞的生物有效性也會(huì)發(fā)生顯著變化，Zagury等[42]通過體外生物胃腸模擬試驗(yàn)分別對(duì)加入純HgCl2的人工配土樣本與采集的自然土壤樣本中HgCl2的生物可給性進(jìn)行測(cè)試，發(fā)現(xiàn)人工配土中HgCl2的生物可給性為34.7%～44.3%，而自然土壤的生物可給性僅在3.2%左右. Barnett等[43]通過對(duì)美國(guó)East Fork Poplar Creek地區(qū)的20個(gè)土壤樣品中汞的生物可給性測(cè)試發(fā)現(xiàn)，土壤中硫化物的存在會(huì)顯著降低土壤中汞的整體生物有效性. 因此，若不考慮土壤中汞的賦存形態(tài)及其相應(yīng)的生物有效性，簡(jiǎn)單地假設(shè)總汞含量為HgCl2含量并按其生物有效性為100%進(jìn)行健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估，將導(dǎo)致高估場(chǎng)地的健康風(fēng)險(xiǎn).

3.3 對(duì)暴露途徑和健康風(fēng)險(xiǎn)的影響

汞在土壤中的不同化學(xué)形態(tài)歸趨不僅影響其毒性效應(yīng)和生物有效性，而且會(huì)對(duì)土壤汞的暴露途徑和健康風(fēng)險(xiǎn)產(chǎn)生顯著影響[44]. Hg0在常溫下呈液態(tài)，溶解度低，具有較高的蒸氣壓，多以自由相和汞蒸氣的形式存在于土壤氣相中，主要暴露途徑為呼吸暴露，人體經(jīng)呼吸攝入的Hg0的80%會(huì)被吸收，對(duì)神經(jīng)系統(tǒng)和腦組織產(chǎn)生損傷[32]. 但Hg0在胃腸液中的溶解性以及通過皮膚的吸收性都相對(duì)較差，基本可以忽略經(jīng)口攝入和皮膚接觸的暴露途徑[45]. 無機(jī)汞的主要暴露途徑是經(jīng)口攝入，一般在傳統(tǒng)的風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估中假定土壤中的無機(jī)汞均為HgCl2，但研究表明，污染場(chǎng)地土壤中的二價(jià)無機(jī)汞主要為難溶解的HgS，其生物有效性和毒性均低于土壤中HgCl2的生物有效性和毒性[21,46-47]，最終導(dǎo)致高估健康風(fēng)險(xiǎn). 由于無機(jī)汞的揮發(fā)性極小，因此可忽略吸入土壤汞蒸氣的暴露途徑，但存在吸入含有無機(jī)汞的土壤灰塵的暴露途徑[48]. 盡管甲基汞具有較高的蒸氣壓，但世界衛(wèi)生組織的研究表明，由于甲基汞對(duì)固相有機(jī)質(zhì)的高親和力，導(dǎo)致其揮發(fā)量相對(duì)較少，因此呼吸暴露風(fēng)險(xiǎn)相對(duì)較低，不構(gòu)成主要的暴露途徑[49]，其主要暴露途徑是通過食物鏈的傳遞累積[50]. 雖然甲基汞的毒性遠(yuǎn)大于無機(jī)汞，但在一般工業(yè)污染場(chǎng)地中甲基汞的含量較低[17]，同時(shí)場(chǎng)地再利用的方式一般為居住用地和商業(yè)用地，因此，對(duì)于工業(yè)污染場(chǎng)地而言，甲基汞的食物鏈暴露風(fēng)險(xiǎn)相對(duì)較小.

3.4 對(duì)土壤汞健康風(fēng)險(xiǎn)篩選值的影響

大多數(shù)國(guó)家或地區(qū)采用健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估的方法制定了基于土壤總汞的篩選值，僅有美國(guó)和英國(guó)等依據(jù)不同的土地利用類型制定了不同化學(xué)形態(tài)汞的土壤篩選值(見表4). 各國(guó)家或地區(qū)在暴露途徑、劑量以及毒性參數(shù)等方面考慮不同，導(dǎo)致土壤篩選值存在較大差異. 英國(guó)對(duì)于居住用地的無機(jī)汞篩選值為170 mg/kg，商業(yè)用地為 3 600 mg/kg，比美國(guó)相同土地利用類型下的土壤篩選值高約1個(gè)數(shù)量級(jí). 2018年我國(guó)頒布的GB 36600—2018《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)(試行)》只規(guī)定了總汞的篩選值，在實(shí)際場(chǎng)地運(yùn)行中存在過于保守的可能性.

表4 部分國(guó)家或地區(qū)污染場(chǎng)地土壤重金屬汞篩選值

注： —表示無相關(guān)推薦值.

4 構(gòu)建基于土壤汞的形態(tài)歸趨的精細(xì)化風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估方法

我國(guó)最早于2000年引入風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估方法來確定工業(yè)污染場(chǎng)地的風(fēng)險(xiǎn)和修復(fù)目標(biāo)[56]，2009年北京市發(fā)布了我國(guó)第一個(gè)場(chǎng)地調(diào)查與風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估技術(shù)導(dǎo)則，即DB11T 656—2009《場(chǎng)地環(huán)境評(píng)價(jià)技術(shù)導(dǎo)則》[57]，隨后上海市、浙江省等相繼發(fā)布相應(yīng)的技術(shù)導(dǎo)則，2014年原環(huán)境保護(hù)部發(fā)布了HJ 25.3—2014《污染場(chǎng)地風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估技術(shù)導(dǎo)則》[58]，其推薦的風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估方法和流程與國(guó)際早期的基本一致. 目前由于受土壤中汞分析測(cè)試方法不足的限制[59]，現(xiàn)有技術(shù)導(dǎo)則中土壤汞的風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估方法是基于土壤總汞量[58]，忽略了汞在土壤中的復(fù)雜形態(tài)歸趨對(duì)暴露途徑、毒性和生物有效性的影響. 在評(píng)估經(jīng)口攝入暴露風(fēng)險(xiǎn)時(shí)，假定分析測(cè)定土壤總汞含量為HgCl2含量，即取HgCl2的毒性系數(shù)計(jì)算總汞的經(jīng)口攝入暴露風(fēng)險(xiǎn)，且在計(jì)算過程中假設(shè)土壤中汞的生物有效性為100%，導(dǎo)致風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估結(jié)果過于保守[60]. 而評(píng)估土壤汞蒸氣暴露途徑的風(fēng)險(xiǎn)時(shí)，假設(shè)土壤總汞為Hg0，多采用ASTM(American Society for Testing Materials，美國(guó)材料與試驗(yàn)協(xié)會(huì))推薦的模型，通過土壤固-液-氣三相平衡模型計(jì)算得到土壤氣中的汞蒸氣濃度，其計(jì)算結(jié)果與原位測(cè)定值差距較大，主要原因：①假設(shè)土壤汞總量均為Hg0含量；②研究[61-62]表明，三相平衡模型用于風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估會(huì)導(dǎo)致評(píng)估結(jié)果過于保守.

針對(duì)汞在土壤中形態(tài)和歸趨的復(fù)雜性，以及土壤汞形態(tài)歸趨對(duì)毒性效應(yīng)、生物有效性、暴露途徑和健康風(fēng)險(xiǎn)的影響，該文提出了基于土壤汞形態(tài)歸趨的健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估理論，并構(gòu)建了基于土壤汞污染物的形態(tài)歸趨-有效劑量-健康效應(yīng)的土壤汞污染精細(xì)化健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估技術(shù)方法體系框架(見圖1). 該方法體系包括：①土壤不同形態(tài)汞的測(cè)定與表征方法；②汞形態(tài)歸趨預(yù)測(cè)模型；③暴露分析與暴露量計(jì)算；④有效劑量(生物可給性或生物有效性)測(cè)定；⑤風(fēng)險(xiǎn)表征；⑥針對(duì)我國(guó)不同地區(qū)土地利用方式和人群暴露特征，制定適合我國(guó)國(guó)情的不同形態(tài)汞的場(chǎng)地土壤污染風(fēng)險(xiǎn)篩選值和修復(fù)目標(biāo).

注： 虛線部分表示傳統(tǒng)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估技術(shù)方法，實(shí)線部分表示精細(xì)化風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估技術(shù)方法.圖1 土壤汞健康風(fēng)險(xiǎn)精細(xì)化風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估技術(shù)方法框架體系Fig.1 Framework for refining risk assessment for Hg contaminated sites

基于土壤汞的形態(tài)歸趨-有效劑量-健康效應(yīng)的健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估技術(shù)方法可從理論上解決傳統(tǒng)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估方法存在的問題，但在實(shí)際應(yīng)用中仍需進(jìn)一步完善：

a) 土壤中不同形態(tài)汞的分析方法. 目前常用的土壤汞化合物形態(tài)的分析方法主要有熱解吸、順序提取和光譜法等，熱解吸技術(shù)可以分析確定Hg0和HgS的含量，但不能確定其他形態(tài)汞化合物的含量[63]. 順序提取法可以分析具有相似生物地球化學(xué)活性的一類汞的化合物，但不能用來分析某一具體化學(xué)形態(tài)汞的化合物[64]. Sladek等[65]研究發(fā)現(xiàn)，土壤中的有機(jī)物或者其他物質(zhì)會(huì)對(duì)汞的順序提取結(jié)果產(chǎn)生影響，導(dǎo)致高估土壤中汞的含量. EXAFS光譜分析是目前在總汞分析中使用最廣泛的分析技術(shù)，已被廣泛應(yīng)用于現(xiàn)場(chǎng)的原位測(cè)定，方便快捷，但其要求總汞含量需要在100 mgg以上，且當(dāng)一種形態(tài)汞的組分含量低于總量的10%時(shí)，會(huì)導(dǎo)致較大的測(cè)定誤差[66]，從而限制了其使用范圍. 因此，未來應(yīng)該研發(fā)可商業(yè)化的土壤汞化學(xué)物組分分析儀，克服傳統(tǒng)方法的缺陷和不足.

b) 土壤汞的形態(tài)歸趨預(yù)測(cè)模型. 土壤中汞的形態(tài)歸趨是一個(gè)復(fù)雜的過程，對(duì)土壤中汞的形態(tài)歸趨模擬的模型研究，可在一定程度上彌補(bǔ)土壤汞化合物形態(tài)分析方法的欠缺. 當(dāng)前人們對(duì)于場(chǎng)地土壤中汞的形態(tài)歸趨模擬多使用通用模型，如HYDRUS-2D模型和CD模型等[67-68]，這些通用模型在使用中無法預(yù)測(cè)某些土壤變化條件(如溫度、氧化還原條件等)對(duì)形態(tài)歸趨和風(fēng)險(xiǎn)的影響，而這些變化條件卻對(duì)汞的形態(tài)歸趨具有顯著影響，因此簡(jiǎn)單的通用模型無法準(zhǔn)確模擬汞復(fù)雜的形態(tài)歸趨[69-70]. 目前已有的如Leterme等[71]開發(fā)的HP1模型可較好地模擬汞的環(huán)境行為和預(yù)測(cè)土壤汞的潛在風(fēng)險(xiǎn)，但尚未在風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估中廣泛使用. 未來可借鑒類似HP1等模型開發(fā)適合于我國(guó)場(chǎng)地實(shí)際需求的汞的形態(tài)歸趨預(yù)測(cè)模型，同時(shí)可借助GIS等工具開發(fā)能夠耦合場(chǎng)地特定地理環(huán)境的預(yù)測(cè)模型，從時(shí)間和空間上模擬和預(yù)測(cè)土壤汞的歸趨變化及其風(fēng)險(xiǎn).

c) 土壤汞的生物可給性(有效性)測(cè)定方法與驗(yàn)證. 盡管很多國(guó)家或地區(qū)發(fā)布了多種體外胃腸模擬生物可給性測(cè)試技術(shù)通用導(dǎo)則，但開展實(shí)際場(chǎng)地風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估和修復(fù)目標(biāo)的確定，需要建立針對(duì)不同重金屬體外胃腸模擬的可給性測(cè)試技術(shù)參數(shù)，并驗(yàn)證動(dòng)物可給性測(cè)試與生物有效性之間的關(guān)系. 如美國(guó)環(huán)境保護(hù)局(US EPA)已發(fā)布了砷(As)和鉛(Pb)的體外胃腸模擬生物可給性測(cè)試技術(shù)標(biāo)準(zhǔn)方法[72]，但世界各國(guó)或地區(qū)均未建立土壤汞的體外胃腸模擬生物可給性測(cè)試技術(shù)標(biāo)準(zhǔn)方法. 因此，應(yīng)盡快建立適合我國(guó)人體消化特征的土壤汞的體外胃腸模擬生物可給性測(cè)試技術(shù)標(biāo)準(zhǔn)方法，研究土壤汞的人體胃腸道系統(tǒng)的釋放及影響因素，開展土壤汞的生物可給性與有效性驗(yàn)證試驗(yàn)，這將對(duì)提高土壤汞風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估的精準(zhǔn)性具有重要意義.

d) 基于土壤汞蒸氣的原位測(cè)定與模型預(yù)測(cè)方法. 目前對(duì)于土壤中汞蒸氣的揮發(fā)量分析主要是基于模型計(jì)算和原位測(cè)定. Lindberg等[73]提出用微氣象梯度法對(duì)土壤中汞蒸氣的通量進(jìn)行理論計(jì)算，其結(jié)果與測(cè)定值偏差不大，但該方法需要測(cè)定大量的其他參數(shù)，在操作程序上比較復(fù)雜，限制了其使用范圍. 原位測(cè)定方法雖可直接進(jìn)行汞蒸氣的測(cè)定，但其僅代表在某一特定條件下和某一特定時(shí)間段的汞蒸氣通量，對(duì)潛在的汞蒸氣量無法進(jìn)行分析. 未來可研究汞蒸氣原位測(cè)定和模型計(jì)算相結(jié)合的方法，以更加科學(xué)地評(píng)估汞蒸氣呼吸暴露途徑的健康風(fēng)險(xiǎn).

e) 土壤汞的風(fēng)險(xiǎn)篩選值的制定. 針對(duì)我國(guó)地域遼闊、土壤類型多樣、不同地區(qū)人群生活習(xí)性差異、土地利用方式多樣等特征，構(gòu)建我國(guó)不同區(qū)域和土地利用方式下的典型土壤汞污染暴露情景，結(jié)合我國(guó)社會(huì)和經(jīng)濟(jì)發(fā)展等實(shí)際情況，研究制定基于保護(hù)人體健康的場(chǎng)地土壤汞篩選值.

5 結(jié)論

a) 土壤中汞的形態(tài)歸趨變化主要是土壤中的配體離子、溫度、微生物及氧化還原電位等地球物理化學(xué)因素和不同賦存形態(tài)汞化合物的理化特性共同作用的結(jié)果. 盡管對(duì)于汞的形態(tài)歸趨已經(jīng)開展了大量研究，但在土壤汞的形態(tài)分析方法和土壤汞的形態(tài)歸趨模擬方面仍需開展深入研究.

b) 汞在土壤中的不同化學(xué)形態(tài)歸趨會(huì)對(duì)其毒性效應(yīng)、生物有效性和暴露途徑產(chǎn)生顯著影響. 基于土壤總汞的風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估方法忽略了汞在土壤中賦存形態(tài)變化和歸趨對(duì)毒性、生物有效性和暴露途徑的影響，導(dǎo)致高估土壤汞污染的健康風(fēng)險(xiǎn). 基于土壤汞的形態(tài)歸趨-有效劑量-健康效應(yīng)的風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估方法可從理論上解決傳統(tǒng)基于土壤總汞風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估方法存在的問題，但應(yīng)進(jìn)一步開展土壤汞蒸氣原位測(cè)定與預(yù)測(cè)模型和土壤汞的生物有效性測(cè)定方法等研究.

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