苑舒琪，吳玉鋒，趙智博,*，李瀟，虞璐，李曉

1.北京工業(yè)大學(xué)材料與制造學(xué)部，北京 100124

2.北京工業(yè)大學(xué)循環(huán)經(jīng)濟研究院，北京 100124

電子廢棄物又稱電子垃圾(electronic and electrical waste,e-waste)是指一切廢棄的電氣和電子設(shè)備及其組件，如電視機、計算機、移動電話、電池、電路板、電容器和變壓器等[1]。隨著全球信息化時代進程的推進和電子信息等高科技產(chǎn)業(yè)的發(fā)展，電子電器產(chǎn)品不斷更新?lián)Q代，電子廢棄物產(chǎn)量及存量也不斷增加，成為全球增長最快的廢棄物之一。聯(lián)合國《2020年全球電子廢棄物監(jiān)測》報告顯示，2019年全球電子垃圾年產(chǎn)量為5 360萬t，中國作為最大產(chǎn)生國，年產(chǎn)量超過1 000萬t。如不進行有效的處置，中國電子廢棄物年產(chǎn)量在2030年將增至2 720萬t，在2050年有可能超過5 000萬t[2]。電子廢棄物中可循環(huán)再利用的部分多達80%～90%[3]，且具有巨大的經(jīng)濟效益。在豐富的“原材料”、資源需求以及經(jīng)濟利益的刺激下，電子垃圾拆解產(chǎn)業(yè)繁榮發(fā)展。尤其是中國，由于勞動力低廉和相關(guān)管理制度不健全，消納了世界約70%的電子廢棄物，形成了廣東省汕頭市貴嶼鎮(zhèn)、清遠市龍?zhí)伶?zhèn)以及浙江省臺州市路橋區(qū)在內(nèi)的多處拆解聚集地[4]。

電子廢棄物中含有多種污染物，包括多溴聯(lián)苯(PBBs)、多溴聯(lián)苯醚(PBDEs)、多氯聯(lián)苯(PCBs)、多氯二苯并二噁英(PCDD)、二苯并呋喃(PCDF)和多環(huán)芳烴(PAHs)等有機污染物以及鎘(Cd)、鉻(Cr)、鉛(Pb)、銅(Cu)、鋅(Zn)、汞(Hg)和鎳(Ni)等多種重金屬等[5]，這些污染物較難被生物降解和去除，因而它們在環(huán)境中可以存在較長時間。許多非正規(guī)無序電子拆解廠的原始粗放拆解行為，如露天焚燒、酸堿浸泡、切屑熔化和手工拆卸零件等[6]，導(dǎo)致了這些有毒有害物質(zhì)向水體、大氣、土壤和沉積物等環(huán)境介質(zhì)釋放，給生態(tài)環(huán)境安全和人類身體健康帶來了風險隱患。電子廢棄物拆解產(chǎn)生的重金屬和有機污染物等復(fù)合污染物會危害周邊生態(tài)環(huán)境，造成生態(tài)系統(tǒng)功能減弱與生物多樣性降低等負面影響。土壤具有穩(wěn)定性和污染隱蔽性，與植物、大氣、地表水和地下水之間存在多種交互作用，是污染物在生態(tài)系統(tǒng)中的匯源地，需要重點關(guān)注和研究。電子廢棄物拆解產(chǎn)生的污染物還會危害當?shù)厝巳旱纳眢w及心理健康，造成甲狀腺激素水平失衡[7]、基因損傷[8]、生殖發(fā)育異常[9]和學(xué)習(xí)認知能力下降[10]等癥狀。

本文系統(tǒng)綜述了電子廢棄物拆解區(qū)污染物在土壤中的遷移行為、對周邊生態(tài)環(huán)境和人體健康的風險及其研究方法，并對未來研究電子廢棄物拆解區(qū)土壤污染生態(tài)健康風險及其防控措施作出了展望，以期為電子廢棄物拆解區(qū)土壤污染的研究提供借鑒。

1 電子廢棄物拆解區(qū)土壤污染物的遷移行為研究(Migration behavior of soil pollutants in e-waste dismantling area)

污染物在土壤中的遷移將會對表層土壤、深層土壤乃至生態(tài)系統(tǒng)產(chǎn)生不同程度的生態(tài)健康風險。通過研究污染物在土壤中的分布和遷移行為有助于認識污染物對土壤的致污機理和潛在風險。因此，針對電子廢棄物拆解區(qū)土壤污染物遷移行為及其影響因素的研究也成為近年該行業(yè)土壤污染風險研究的熱點之一。

電子廢棄物拆解產(chǎn)生的粉塵氣體經(jīng)大氣沉降作用，拆解產(chǎn)生廢水流經(jīng)土壤時的下滲吸附作用以及拆解廢渣在露天堆棄情況下在雨水沖刷、淋溶等作用下，使得電子廢棄物中的重金屬和有機污染物進入到土壤環(huán)境中[11-12]。對于受拆解活動影響的區(qū)域，污染物在土壤中呈現(xiàn)明顯的表聚特征[13]，并隨時間推移具有水平與垂向遷移風險。尤其是重金屬，在土壤中經(jīng)過吸附、解吸、淋溶、沉淀和螯合等作用，具有較強的遷移轉(zhuǎn)化能力[14]。而有機污染物除自身的吸附滲濾外，還可以與重金屬發(fā)生配位絡(luò)合作用，增強其在環(huán)境中的遷移能力[15]。污染物在土壤中的遷移行為同時受到多種因素的影響，包括土地利用類型、耕作方式、氣候因子、土壤理化性質(zhì)及污染物自身化學(xué)性質(zhì)等[16-17]。吳文成等[13]在研究電子垃圾拆解區(qū)土壤重金屬分布特征時發(fā)現(xiàn)，與旱地相比，Cd和Cu在周期性翻耕和長期灌溉的水稻田中縱向遷移行為更為顯著。Cheng等[18]在研究電子廢棄物回收區(qū)土壤中PBDEs的垂直分布中指出，PBDEs在稻田土壤中的淋失趨勢高于旱地土壤，頻繁的淹水促進PBDEs垂直向深層土壤進行遷移。以上2項研究均揭示土地利用和耕作方式顯著影響污染物在土壤中的遷移行為。Wang等[19]在研究電子廢棄物拆解場地土壤污染分布時，發(fā)現(xiàn)PBDEs和四溴雙酚A與土壤總有機碳(TOC)呈現(xiàn)顯著的正相關(guān)性，表明TOC是影響這些有機污染物在土壤中遷移及空間分布的主要因素?？梢?，土壤理化性質(zhì)也顯著影響著電子廢棄物拆解區(qū)污染物在土壤中的遷移。此外，張勝軍等[20]在研究電子廢棄物拆解場地周邊污染區(qū)PBDEs在環(huán)境中的遷移行為時發(fā)現(xiàn)，1～6的低溴代PBDEs易通過孔隙水從高濃度污染區(qū)向低濃度污染區(qū)遷移，而高溴代PBDEs因低水溶性與低揮發(fā)性易吸附于土壤顆粒而較難遷移。何旭丹等[21]分析電子垃圾拆解區(qū)土壤中甲基硅氧烷分布特征和遷移規(guī)律時發(fā)現(xiàn)，線形甲基硅氧烷在土壤中的遷移能力弱于環(huán)形甲基硅氧烷，是由于其具有較弱的揮發(fā)性。因此，污染物自身化學(xué)性質(zhì)也可能對其在土壤中的遷移行為產(chǎn)生一定影響。

研究拆解區(qū)土壤污染物的遷移轉(zhuǎn)化行為還可以有力支撐拆解區(qū)土壤污染生態(tài)健康風險評價的研究。如果忽視污染物在土壤內(nèi)部的賦存形態(tài)及遷移轉(zhuǎn)化，就會使得污染物的理論風險與實際風險之間存在一定偏差。Rodríguez等[22]在研究西班牙某鉛鋅礦土壤重金屬的生態(tài)風險時，發(fā)現(xiàn)雖然土壤中Pb的總量高于Zn，但Zn的生態(tài)風險卻較大，這是由于Zn主要以弱酸可溶態(tài)分布，而Pb主要以可還原態(tài)分布。Buccolieri等[23]分析了意大利某農(nóng)業(yè)土壤中多種重金屬的形態(tài)分布特征，發(fā)現(xiàn)一些重金屬的生物有效態(tài)濃度均低于檢出限，對植物表現(xiàn)出的毒性也較低。因此，污染物的生物有效態(tài)是引起生態(tài)健康風險的主要因素，用污染物的生物有效態(tài)濃度代替其在環(huán)境中的總濃度，可以更精準地表征污染物的生態(tài)健康風險。將污染物遷移轉(zhuǎn)化的研究與風險評估的研究進行有機結(jié)合，可以提高評估的準確性。然而，污染物在土壤內(nèi)部的生物地球化學(xué)行為錯綜復(fù)雜，目前還沒有表征污染生物有效性的統(tǒng)一標準化方法。

2 電子廢棄物拆解區(qū)土壤污染生態(tài)風險評價研究(Ecological risk assessment of soil pollution in e-waste dismantling area)

電子廢棄物拆解帶來的危害不僅僅是污染物在土壤中累積，還會破壞周邊生態(tài)環(huán)境，導(dǎo)致土壤中生物群落結(jié)構(gòu)改變[24]，物種多樣性減少[25]，各種微生物功能酶的活性降低[26-27]和碳氮循環(huán)受限[28]等生態(tài)風險。早期關(guān)于電子垃圾拆解場地環(huán)境污染的研究多集中在污染物的遷移轉(zhuǎn)化以及由此帶來的健康風險上，對其生態(tài)風險的關(guān)注較晚[29]。目前適用于電子廢棄物拆解區(qū)土壤污染生態(tài)風險的評價方法主要有指數(shù)法、模型法、外推法和生態(tài)毒理法等[30-31]。

2.1 指數(shù)法

指數(shù)法通過對污染物實測濃度值、標準值和其他相關(guān)參數(shù)進行系列運算，得到污染物的風險指數(shù)，根據(jù)風險指數(shù)的評價分級標準來判斷其風險大小。具體方法包括單因子污染指數(shù)法、內(nèi)梅羅綜合污染指數(shù)法、地累積指數(shù)法、潛在生態(tài)風險指數(shù)法和污染負荷指數(shù)法等。

內(nèi)梅羅指數(shù)法可以同時分析多種污染物的綜合影響與單一污染物的污染狀況，該方法突出了高濃度污染物的極值數(shù)據(jù)，避免由于平均作用而忽略其影響，但其未考慮不同污染物的毒性差異，可能導(dǎo)致風險評價結(jié)果偏離實際風險[32-33]。Zhao等[34]調(diào)查了貴嶼市某電子垃圾回收區(qū)土壤不同深層中重金屬含量，并利用內(nèi)梅羅污染指數(shù)(PN)和潛在生態(tài)風險指數(shù)(RI)進行了生態(tài)風險評價，發(fā)現(xiàn)PN呈表土(0～20 cm)>深層土(100～150 cm)>中層土(50～100 cm)>淺層土(20～50 cm)的趨勢，同時發(fā)現(xiàn)研究區(qū)土壤中的所有點位RI值都超過300，具有高生態(tài)風險，提出應(yīng)立即對污染土壤進行修復(fù)的建議，以防止土壤中的重金屬對周邊生態(tài)系統(tǒng)產(chǎn)生進一步的危害。地累積指數(shù)考慮了巖石差異與成巖作用引起的污染背景值波動和人為活動的影響[35-36]。李定龍等[37]利用地累積指數(shù)法評估了臺州某電子廢棄物拆解場地土壤中重金屬污染的生態(tài)風險，發(fā)現(xiàn)元素Cd和Hg污染嚴重，地累積指數(shù)分別為4.50和3.82，風險級別達到5級和4級。污染負荷指數(shù)法可以對研究區(qū)域內(nèi)土壤污染綜合狀況進行評估，反映各污染物的時空變化特征和對區(qū)域污染的貢獻程度，但該方法未考慮不同污染源帶來的背景差異[38]。潛在生態(tài)風險指數(shù)法從沉積學(xué)角度出發(fā)，綜合考慮了污染物的環(huán)境化學(xué)特征、環(huán)境行為、生態(tài)敏感性與毒理學(xué)性質(zhì)，采用具有可比的等價屬性指數(shù)分級法進行評價[39]。Amphalop等[40]在研究泰國電子垃圾拆解區(qū)土壤As、Cd、Cu和Pb污染的生態(tài)風險時，發(fā)現(xiàn)拆解區(qū)域RI值(180.6)是非拆解區(qū)(31.8)的6倍左右，表明電子廢棄物的拆解行為加劇了研究區(qū)域內(nèi)重金屬對土壤環(huán)境的潛在生態(tài)風險。

近年，因指數(shù)類方法簡便快捷，國內(nèi)外研究學(xué)者廣泛使用指數(shù)法對電子廢棄物拆解區(qū)土壤污染進行生態(tài)風險評價研究，但該類方法原理簡單，且未細化評價污染物對生態(tài)系統(tǒng)結(jié)構(gòu)和功能中最基本構(gòu)成單元的影響，仍不能精準全面地對實際風險作出判斷。

2.2 模型法

模型法根據(jù)實驗數(shù)據(jù)及相關(guān)參數(shù)，通過數(shù)學(xué)統(tǒng)計方法建立預(yù)測模型，在計算軟件輔助下對土壤生態(tài)風險作出評估[41]。常見的模型法有層次分析法、模糊數(shù)法、灰色聚類法、投影尋蹤法和物元分析法等。

層次分析法將各類污染因素進行層級排列，以確定不同污染物對土壤污染風險的權(quán)重，對難以完全定量的復(fù)雜風險評估有很好的效果[42]。蘇婷和董勝偉[42]以重金屬含量平均值、毒性指標、變異系數(shù)和相關(guān)性4個因素建立層次分析結(jié)構(gòu)，計算內(nèi)梅羅綜合指數(shù)法、單因子指數(shù)法和地積累指數(shù)法3種方法的綜合權(quán)重，并以此評估土壤重金屬Cr、Pb、Cr、Hg和As污染的生態(tài)風險，得到各采樣區(qū)的層次分析綜合指數(shù)值為2.1353～3.4111，相比單一指數(shù)法更客觀地反映了研究區(qū)土壤污染的生態(tài)風險。模糊數(shù)法基于模糊線性變換，通過隸屬度函數(shù)運算確定單種污染元素所屬污染等級，并經(jīng)權(quán)重計算確定每種元素在總污染中所占比重，最后運用模糊矩陣復(fù)合運算，得出土壤污染等級[43-44]。該法克服了傳統(tǒng)指數(shù)法在不確定性表達上的局限，是解決土壤污染級別模糊邊界問題的有效方法[45-46]，但不能解決評價指標間存在共線性的問題[47]。蘇全龍等[48]以地累積指數(shù)為污染指數(shù)，運用正態(tài)模糊數(shù)評估研究區(qū)土壤重金屬污染程度時發(fā)現(xiàn)，As和Cd的模糊地累積指數(shù)區(qū)間分別為[-0.66,-0.58]和[0.32,0.48]，屬清潔與輕度污染。灰色聚類法在模糊理論的基礎(chǔ)上，將抽象的內(nèi)容量化，針對土壤存在的灰色性進行評價[33]?；疑垲惙▍^(qū)別于其他方法的優(yōu)點是對樣本量要求不嚴格，且不要求數(shù)據(jù)服從任何分布，但在計算權(quán)重時常采用超標濃度賦權(quán)法，對污染物生物毒性的關(guān)注不足[49]。范明毅等[50]通過改性灰色聚類法評估電廠周邊土壤污染生態(tài)風險時發(fā)現(xiàn)，Hg和Cd為主要貢獻因子，且電廠西北和西面土壤污染最嚴重，標準聚類系數(shù)達0.71和0.58。投影尋蹤技術(shù)是一種在數(shù)據(jù)線性結(jié)構(gòu)基礎(chǔ)上尋找非線性的方法[51]，能很好地處理線性回歸評估方法難以表示非線性的問題[52]。謝賢健和韓光中[52]應(yīng)用投影尋蹤模型為涉及多因素的城市土壤重金屬污染評價指出了新思路。物元分析法在可拓數(shù)學(xué)工具的基礎(chǔ)上，使用關(guān)聯(lián)函數(shù)有效整合了各類因素信息[53]，經(jīng)綜合關(guān)聯(lián)度計算獲得定量評價結(jié)果，并根據(jù)最大關(guān)聯(lián)隸屬原則判定評價等級[54]。劉維明等[55]通過建立的物元模型對廣西某蔗田土壤的重金屬污染生態(tài)風險進行評價，指出研究區(qū)農(nóng)田土壤污染程度低，與內(nèi)梅羅綜合污染指數(shù)法的評價結(jié)果基本一致，表明該評價模型具有較高的可靠性。

相比于傳統(tǒng)的指數(shù)法評價，模型法綜合了多個測度指標的評價信息，考慮了土壤系統(tǒng)的模糊性與灰色性，彌補了一般指數(shù)法在不確定性表達上的局限。但使用模型進行評價過程繁瑣、運算復(fù)雜，不能較快地做出風險判斷，且部分方法對權(quán)重的確定帶有主觀性，因此在實際風險評估中還需根據(jù)場地情況做出相應(yīng)改進。此外，模型綜合評價在土壤污染生態(tài)風險評估中的應(yīng)用已十分廣泛，但在電子垃圾拆解污染土壤的風險評估中的應(yīng)用尚少，亟須進一步的研究與實踐。

2.3 外推法

目前的技術(shù)水平和人力物力無法支撐污染物對全物種的生態(tài)毒理學(xué)暴露-劑量效應(yīng)實驗。為建立物種對不同劑量污染物的暴露反應(yīng)數(shù)據(jù)集，需要將統(tǒng)計學(xué)外推手段引入到風險評估的研究中來[56]。外推法通過將污染物對不同物種的暴露-劑量效應(yīng)獨立數(shù)據(jù)外推，來實現(xiàn)污染物在生物群落甚至生態(tài)系統(tǒng)水平上的風險評價。其所使用的數(shù)據(jù)可以從各毒性數(shù)據(jù)庫中獲取或通過急、慢性毒性實驗得出。

物種敏感性分布(species sensitivity distributions,SSD)法在外推評價中最具代表性，該法基于不同物種對同一污染物敏感性的差異，以各營養(yǎng)級多個代表性物種的毒理學(xué)數(shù)據(jù)及其累積概率為基礎(chǔ)，選擇擬合度最優(yōu)的統(tǒng)計分布模型構(gòu)建擬合曲線，來判斷土壤污染物濃度影響物種的比率[57]。SSD法充分考慮了生物多樣性與生態(tài)系統(tǒng)完整性，可以進行區(qū)域生態(tài)風險的定性與定量分析[58]。SSD法在水生態(tài)風險評價中有著極廣泛的應(yīng)用，近年也有學(xué)者將其應(yīng)用在土壤生態(tài)風險評價的研究中，但目前較少出現(xiàn)于電子廢棄物拆解污染區(qū)土壤風險評價中。徐湘博等[59]利用SSD模型和聯(lián)合概率曲線法評估了長株潭地區(qū)3縣土壤中重金屬Cd的生態(tài)風險，指出在半數(shù)致死效應(yīng)濃度/半數(shù)最大效應(yīng)濃度/半數(shù)抑制濃度(LC50/EC50/IC50)水平下和最大無效應(yīng)濃度/最低有效應(yīng)濃度(NOEC/LOEC)水平下，3縣均具有不容忽視的Cd污染生態(tài)風險。除SSD法外，其他外推模型還包括評估因子法、專家模型和機理模型等，將其運用到土壤生態(tài)風險評價中還需進一步的研究[60]。

2.4 生態(tài)毒理法

土壤中的污染物對動物、植物和微生物等生命有機體具有毒害作用。利用生物個體及以上水平上的存活、生長和繁殖等測試終點或亞個體(分子、細胞器、細胞、組織和器官等)水平上的活體或離體測試來評價污染物造成的生態(tài)風險[61]。

在生物個體、種群等水平上的生態(tài)毒性測試根據(jù)所選用生命體的類別而有不同的測試終點。在動物測試中，常選取分布廣、數(shù)量多和對土壤變化敏感的土壤無脊椎動物[62]，其測試終點包括存活、生長、發(fā)育、繁殖和行為等。Zhang等[63]采用蚯蚓死亡率法及倉鼠卵巢細胞毒性法(離體)分析了污染土壤中重金屬和PCBs對生物體的毒性，研究指出暴露于廢棄拆解區(qū)土壤的蚯蚓死亡率達90%，污染濃度與倉鼠卵巢細胞死亡增加呈顯著正相關(guān)，表明拆解導(dǎo)致的土壤復(fù)合污染具有較大的生態(tài)風險。植物毒性測試又可稱為植物培養(yǎng)法，采用生命早期階段的植物種子和幼苗進行測試，觀察種子發(fā)芽、根部伸長、生長和繁殖的情況[64-67]。張俊會[68]在評估臺州電子廢棄物拆解區(qū)域土壤污染的生態(tài)風險時，采用了水稻發(fā)芽實驗、蠶豆根尖細胞微核試驗和水稻栽培試驗，發(fā)現(xiàn)發(fā)芽率與污染物含量相關(guān)性不顯著、發(fā)芽可能對污染不敏感；經(jīng)污染土樣浸出液處理的蠶豆根尖微核千分率普遍高于對照土樣，說明污染對生物具有遺傳毒性，有較大生態(tài)風險；種植于污染區(qū)土樣的水稻株高普遍低于對照區(qū)，即拆解污染土壤對植物具有慢性毒性危害作用。對于土壤微生物，一般選取微生物群落水平上的生物量、活性和多樣性等為測試終點[69]。張金蓮等[70]采用分子生物學(xué)技術(shù)研究了電子垃圾拆解區(qū)污染對土壤微生物多樣性的影響，發(fā)現(xiàn)焚燒跡地土壤微生物多樣性指數(shù)在研究區(qū)域中最小，反映了不當電子廢棄物拆解污染對土壤的生態(tài)風險。

相較而言，個體及以上水平的生物測試方法體系簡單，容易標準化，而亞個體水平的生物測試方法對污染物危害的表征更客觀全面，能夠更準確地把握污染物的生態(tài)風險。在個體及以上水平的生物測試中，各類生物的代表性及生態(tài)相關(guān)性各有不同，如何選擇具有更好代表性與靈敏性的受試生物，需在實際評價中進一步作出判斷。而在污染條件下的亞個體水平測試中，由于基因水平的響應(yīng)比器官、個體水平的響應(yīng)更靈敏[71]，因而分子診斷生物體受污染物的毒理效應(yīng)成為生態(tài)風險研究的重要手段。尤其是基于基因損傷和功能基因的土壤污染診斷，是在分子水平上評價污染物毒性的良好方法。此外，生態(tài)毒理基因組學(xué)技術(shù)正逐漸運用于基因水平的污染診斷研究，該技術(shù)有助于全面了解污染物對于生物個體、種群和群落基因組及基因表達方面的影響，從基因水平上將污染暴露與其生物效應(yīng)聯(lián)系起來，是當前研究的新興領(lǐng)域，有待在實驗方法和數(shù)據(jù)處理等方面大力發(fā)展[72]。

3 電子廢棄物拆解區(qū)土壤污染人體健康風險評價研究(Health risk assessment of soil pollution in e-waste dismantling area)

電子廢棄物在拆解過程中產(chǎn)生的煙氣、揚塵中含有大量重金屬與有機污染物，擴散到大氣中使得拆解區(qū)人群日常生活行為暴露于污染空氣，污染物經(jīng)由呼吸吸入、皮膚接觸以及由口攝入等途徑進入人體，引發(fā)健康風險。此外，這些污染物在土壤、水體中還可以通過日常食用的農(nóng)產(chǎn)品、飲用水等途徑進入人體，給人體帶來健康風險。

3.1 量化評估健康風險研究

電子垃圾拆解污染的健康風險可以通過對人體外部暴露情況的分析進行量化推算，即建立場地污染與人體劑量效應(yīng)的對應(yīng)關(guān)系。土壤污染健康風險量化評估的基本框架基于1983年美國科學(xué)院提出的“四步法”，以危害識別、劑量-效應(yīng)關(guān)系評估、暴露評估和風險表征4個步驟為主要程序[73]。各國在此基礎(chǔ)上根據(jù)本國內(nèi)各類場地實際情況對暴露途徑、污染遷移模型、各介質(zhì)擴散模型、敏感受體和生態(tài)毒理參數(shù)等技術(shù)細節(jié)進行重新制定，提出不同的健康風險評估模型。主要包括美國RBCA模型、CalTOX模型、RAGs模型、英國CLEA模型、荷蘭CSOIL 2000模型、中國HERA模型和中國建設(shè)用地土壤污染風險評估技術(shù)導(dǎo)則模型(以下簡稱RAG-C模型)等[74]。

在電子廢棄物拆解場地污染的健康風險研究中，國外學(xué)者Singh等[75]使用RBCA模型計算了電子廢棄物回收區(qū)土壤重金屬污染對成人與兒童造成的致癌與非致癌風險，并選取經(jīng)口攝入、吸入土壤顆粒物和皮膚接觸等3個途徑作為暴露途徑，發(fā)現(xiàn)污染對成人和兒童均構(gòu)成較大致癌風險，而在非致癌風險方面只有更敏感的兒童群體受到較大影響。國內(nèi)學(xué)者楊彥等[76]采用RBCA模型并修正部分暴露參數(shù)，對拆解區(qū)PBBs污染的健康風險進行了評估，結(jié)果指出拆解區(qū)內(nèi)男、女性致癌風險分別為1.43×10-2和1.44×10-2，非致癌風險分別為8.15×10-4和8.22×10-4，均超過國際輻射防護委員會(ICRP)推薦的最大終身可接受風險水平(5×10-5)。

針對于拆解場地周邊農(nóng)用地類型的土壤，許多學(xué)者重點進行了作物健康風險評價，指出食用作物暴露風險在農(nóng)用地中占據(jù)較大權(quán)重。李成[77]采用美國環(huán)境保護局(US EPA)推薦模型計算了人體食用蔬菜中PCBs的日平均攝入量，得到通過蔬菜攝入PCBs的暴露途徑的致癌與非致癌風險都較大，其中葉菜類蔬菜致癌風險與危害商為所有蔬菜樣品中的最高值。Tang等[78]通過研究蔬菜中的重金屬濃度、人均蔬菜日消費量以及體質(zhì)量，估計了某電子拆解場地人群個體每日蔬菜中重金屬攝入量，并計算了污染物通過食用蔬菜途徑對人體造成的健康風險。研究指出，大多數(shù)蔬菜中的Cd和Pb含量均超過食品安全限值，Cd和Pb的平均含量分別是最高允許水平的4.7倍和2.6倍。在所測試蔬菜中，綠葉蔬菜可食用部分的重金屬含量顯著高于根/塊莖蔬菜的食用部分，原因可能是多葉蔬菜生長快、蒸騰速率高，有利于根對金屬的吸收，從而使金屬從根轉(zhuǎn)移到地上組織。Yuan等[79]測定了中國某電子垃圾拆解區(qū)土壤、稻谷、稻殼和蝸牛中的短鏈氯化石蠟的含量，發(fā)現(xiàn)當?shù)爻扇巳站ㄟ^大米攝入的短鏈氯化石蠟量超標，同時考慮到稻殼中污染物通過豬和雞的飼料配方進入食物鏈以及蝸牛處于該區(qū)域食譜中，由此推測當?shù)厝巳壕哂休^高的飲食接觸短鏈氯化石蠟的健康風險。

由于污染場地實際情況與理想模型存在差異、土壤介質(zhì)具有空間異質(zhì)性等原因，許多研究常在各評估模型基礎(chǔ)上，采用參數(shù)修正和不確定性分析等方式使評估結(jié)果更貼合污染場地的實際風險，或借此判斷風險評價結(jié)果的置信度[80]。其中不確定性分析模型包括隨機模擬模型和模糊理論模型[81]，較常使用的是隨機模擬模型中的蒙特卡羅模擬(Monte Carlo simulation)。對評估準確性的提高可以存在于評價程序的不同階段，包括在污染空間分布擬合時對數(shù)據(jù)進行概率分布處理、空間插值后運用地統(tǒng)計學(xué)分析判斷污染物分布的空間變異性、在各類參數(shù)輸入步驟進行概率分布處理使輸出結(jié)果也為概率分布函數(shù)以及在風險評價后期做不確定性分析反映各參數(shù)對風險結(jié)果的影響程度和貢獻率等。

3.2 人體內(nèi)暴露健康風險研究

人群長期暴露于電子廢棄物拆解產(chǎn)生的污染物中，其身體健康、心理健康及神經(jīng)發(fā)育等方面都會發(fā)生多種負面效應(yīng)[82]，如甲狀腺激素水平失衡[83]、肺功能氧化損傷[84]、內(nèi)分泌紊亂[85]、口腔疾病[86]、感覺統(tǒng)合失調(diào)[87]、學(xué)習(xí)認知能力下降[88]激發(fā)細胞毒性[89]、基因損傷[90-91]和生殖發(fā)育異常與疾病[92]等。尤其會引起孕期婦女及胎兒體內(nèi)有毒有害物質(zhì)的積累，并造成不良妊娠結(jié)局(包括流產(chǎn)、早產(chǎn)和死產(chǎn)以及頭圍、胎齡、體重指數(shù)(BMI)、阿氏(Apgar)評分和龐德拉爾指數(shù)(PI)等指標偏低等)[93-96]。

健康風險量化評估通過外部數(shù)據(jù)推算人體健康風險，難以精準反映污染在體內(nèi)的實際情況。對內(nèi)暴露水平的檢測分析在一定程度上能夠反映污染物對人體健康影響的實質(zhì)，可用于評估個體或人群對某一特定物質(zhì)的接觸，揭示外接觸與內(nèi)劑量的聯(lián)系，是一種有效分析健康風險的途徑[97]。

目前電子垃圾拆解污染內(nèi)暴露方面的研究多選用生物標志物來反映環(huán)境中污染物對人體的影響，即將由生物標志物測得的內(nèi)暴露濃度與人體各類數(shù)據(jù)指標聯(lián)系起來，進行相關(guān)關(guān)系分析或?qū)φ仗幚矸治觯栽u估電子廢棄物污染對人體健康的風險[15]。常采用的標志物包括血液、血清、血漿、頭發(fā)和尿液等，對于孕婦和胎兒的相關(guān)污染暴露研究還可采集臍血、乳汁、胎盤和胎便等以供測試。在暴露受體的選擇上，傾向于關(guān)注人類生命周期中較為敏感的人群，如嬰兒、兒童、孕婦和老年群體等。Li等[98]通過檢測電子廢棄物拆解污染地區(qū)新生兒臍帶血鉻水平(UCBCL)和淋巴細胞DNA損傷并分析其相關(guān)關(guān)系，得到新生兒UCBCL與DNA損傷具有相關(guān)性，揭示了鉻污染對場地周邊新生兒的健康造成了損害。Liu等[99]采用逐步多元回歸法評價電子廢棄物拆解地區(qū)兒童血液中Pb和Cd水平與認知和語言得分之間的關(guān)系，并進行中介分析，結(jié)果表明接觸Pb會降低兒童的認知和語言能力。Wu等[100]發(fā)現(xiàn)，貴嶼電子廢棄物回收地區(qū)孕婦血清中全氟辛酸(PFOA)與胎齡呈負相關(guān)，且正常分娩和不良分娩結(jié)果的產(chǎn)婦體內(nèi)PFOA濃度存在顯著差異，揭示了產(chǎn)前接觸PFOA、新生兒體格發(fā)育遲緩和不良分娩結(jié)局之間的相關(guān)性。

針對不同類型的污染研究，各標志物的靈敏度與有效度是存在差異的。如趙高峰[101]研究指出胎便是一種比臍血更能反映胎兒污染負荷的生物標志物，并通過胎便評估分析了胎兒出生前的PCBs暴露情況，得出電子垃圾拆解區(qū)胎兒在母體內(nèi)受到高水平PCBs暴露會對其發(fā)育產(chǎn)生負面影響。因此，在選擇生物標志物時，需進行周密、系統(tǒng)的考慮，確保所選生物標志物所含污染物或其代謝物易檢出，盡可能完全地反映實際污染狀況及其健康風險。

人體暴露于電子垃圾拆解區(qū)域土壤、大氣、粉塵和水體等污染介質(zhì)均存在健康風險。目前對于人體內(nèi)暴露評估的研究通常將多種污染源全部納入考慮范圍，很難明確哪一部分來自于土壤污染，缺少單獨分析土壤污染在人體內(nèi)的暴露數(shù)據(jù)和健康風險。因此，目前較少有學(xué)者通過內(nèi)暴露研究來量化或評價電子廢棄物拆解土壤污染的健康風險大小。此外，由于研究樣本規(guī)模較小且受測個體工作類型、所處環(huán)境、飲食結(jié)構(gòu)和醫(yī)療保健等存在差異，生物標記物測試結(jié)果通常具有一定偏差，這導(dǎo)致了內(nèi)暴露評估結(jié)果存在不確定性[102]。

4 結(jié)論與展望(Conclusion and prospect)

近些年來，國內(nèi)外科研人員通過大量實驗研究揭示了電子廢棄物拆解區(qū)土壤污染狀況，以及給周邊生態(tài)環(huán)境及當?shù)厝巳航】祹淼亩喾矫骘L險。由于現(xiàn)有技術(shù)方法存在缺陷，各類風險的評估仍有不足之處。為了避免評估結(jié)果不準確，從而影響污染土壤的精準修復(fù)或造成過度修復(fù)，未來亟待在如下幾個方面進行更系統(tǒng)深入的研究。

(1)將污染物遷移轉(zhuǎn)化行為的研究與風險評估研究進行有機結(jié)合。如在評估污染物的生態(tài)健康風險時以污染物的生物有效性濃度代替其在環(huán)境中的總量等。探索以標準化的方式將污染物在土壤中的生物化學(xué)行為應(yīng)用到其風險評價中，以準確表征污染物致毒形態(tài)總量的變化，提高評估的準確性。

(2)當前土壤污染的各類生態(tài)風險評估方式均有不足。未來應(yīng)深入開展污染物對生態(tài)系統(tǒng)結(jié)構(gòu)和功能中最基本構(gòu)成單元的影響研究[103]，建立更有效評估污染土壤中總體無機、有機污染物的綜合生態(tài)風險評價模型，并對不確定性分析部分進行完善。

(3)目前健康風險評估模型在使用中存在多種不確定性。對于污染空間分布的擬合，可將傳統(tǒng)的場地采樣方式與現(xiàn)場快速檢測技術(shù)聯(lián)合使用，以提高數(shù)據(jù)的空間代表性[80,104]。此外，未來可以引入概率風險評估，用場地實際參數(shù)替換模型中使用的均值或經(jīng)驗值等標準參數(shù)，使評估結(jié)果更加貼合實際風險，支撐精準修復(fù)。

(4)近年在土壤污染人體健康風險的體內(nèi)暴露評估研究中，使用的生物標志物法存在較多不確定性和局限性。未來還需通過選擇更具有代表性的抽樣方式、盡可能擴大樣本統(tǒng)計量、尋找更合理、更高靈敏度的生物標志物以及形成專門的參考標準數(shù)據(jù)等方式，進一步提高評估的準確性。

電子廢棄物拆解所帶來的生態(tài)健康風險是不容忽視的，政府、企業(yè)和個人應(yīng)從多層次進行防控。首先，建立電子廢棄物回收處置的常態(tài)化管理制度、行業(yè)標準體系，開發(fā)先進的工藝和設(shè)備進行集中拆解，從源頭控制電子廢棄物拆解產(chǎn)生的污染；其次，對拆解場地及周邊區(qū)域進行土壤、大氣、水體包括底泥在內(nèi)的區(qū)域多介質(zhì)聯(lián)合修復(fù)，全方位恢復(fù)電子廢棄物拆解場地周邊生態(tài)環(huán)境質(zhì)量；再次，增強拆解區(qū)當?shù)厝巳涸谇鍧嵣a(chǎn)、環(huán)境保護、監(jiān)督污染和食品安全等方面的觀念意識，個人在日常工作和生活中也需采取相應(yīng)的健康防護措施。