不同栽培環境下豇豆體內多環芳烴源解析及風險評估

巫桂芬，龍明華，喬雙雨，趙體躍，張會敏

（廣西大學農學院，南寧 530006）

多 環 芳 烴（Polycyclic aromatic hydrocarbons，PAHs）是具有致畸、致癌和致突變作用的一類典型持久性有機污染物[1-2]。它們廣泛存在于大氣、土壤及水體當中[3]。1998年歐美32個國家在歐洲環境會議上正式將其中危害較大的16種PAHs（表1）列入優控名單中[4]。隨著工農業的快速發展以及人們物質生活水平的迅速提高，煤和石油等在工農業生產、交通運輸以及人民生活中被廣泛應用，這使得越來越多的PAHs進入環境，對農作物生產安全和人類的生命健康產生極大的威脅[5-6]。PAHs污染是世界各國所面臨的重大環境與公共健康問題之一，其對蔬菜的污染問題也越來越突出[7]。蔬菜是人們日常飲食中必不可少的食物之一。我國栽培的蔬菜有100多種，常見的有40～50種。近年來，蔬菜等農產品的質量安全問題越來越受到我國科研工作者的重視，部分科研基地被用于PAHs的試驗研究。然而蔬菜體內PAHs的污染來源、風險與防治措施等還不為廣大民眾所熟悉，在化工廠、科研基地和機動車通道附近栽培蔬菜的案例并不少見。因此，對上述環境下栽培的蔬菜體內PAHs來源和風險的研究顯得尤為重要。

目前，國內外關于水體、土壤、大氣和植物中PAHs來源已有不同程度的研究[8-9]。有研究結果表明，植物體內PAHs的來源與介質的傳播能力和植物自身的吸收能力有關[10-11]。不同生長環境下植物對PAHs吸收能力不同，因而其體內PAHs的含量和組分不同[4]。同分異構體比值法通過某些同分異構體組分含量比值大小判斷蔬菜體內PAHs來源，這對找出蔬菜體內PAHs污染的根源具有積極的作用。前人對土壤和淤泥中PAHs風險評估的方法主要有生態效應低中值法、風險商值法、有機碳歸一化法和苯并（a）芘毒性等效當量法（Toxicity equivalent of BaP，TEQBaP）及其復合法[12]。其中，生態效應低中值法和TEQBaP法分別表征了單一和總體的PAHs生態風險。研究結果表明，單一的生態風險評估方法存在不同程度的缺陷，而復合法優于單一的評估方法，更具有客觀性。另外，健康風險評估模型法是對評價有害物質食入路徑進行健康風險評估的最有效方法[13-14]，通過模型計算分析蔬菜體內PAHs所存在的潛在生態與健康風險，對于合理評價污染區蔬菜體內PAHs污染對人群健康的危害有重要意義。本研究采用豇豆為試驗材料，分析在不同污染特征環境下豇豆體內PAHs的來源，用生態效應低中值法和TEQBaP法及其復合法分析豇豆還田后的生態風險，同時運用健康風險模型評估食入豇豆后的健康風險。只有對蔬菜體內PAHs來源和風險進行準確評價，才能更好地發展相應的污染控制技術，及時調控污染來源，減少PAHs在蔬菜體內的積累，為蔬菜的安全生產提供理論指導。

表1 16種多環芳烴相關信息[15-16]Table 1 Information of 16 analyzed polycyclic aromatic hydrocarbons[15-16]

1 材料與方法

1.1 供試材料

供試材料為桂豇二號豇豆[Vigna unguiculata（Linn.）Walp]、16種 PAHs混合標準液（由美國 Ac?cuStandard公司提供）、石英砂等。

1.2 試驗設計

1.2.1 栽培環境選取

（1）塑料薄膜大棚（簡稱大棚）位于廣西大學農學院基地內（22°85′49″N，108°30′13″E）。于 2015—2017年期間用500 mL 600 μg·mL-1的 16種PAHs混合標準液對棚內盆栽蔬菜及其土壤進行處理，PAHs累計用量為4.8 g。土壤采用混合的方式，蔬菜采用涂抹和噴霧的方式處理，同時嚴格控制外來氣流的影響。2017年6月20日將直接用于PAHs處理的土壤和蔬菜枯枝敗葉全部放置于圖1中A處（A與豇豆栽培點B相距約5 m），同時停止一切PAHs的添加處理試驗，并揭開大棚上覆蓋的薄膜。（2）露地大田（簡稱大田）位于廣西大學基地內（22°85′64″N，108°29′99″E）。大棚和大田附近無工業區，其與最近的住宅區距離均約為200 m，大棚距離機動車通道約為400 m，大田距離機動車通道約為100 m。栽培期平均氣溫約為30℃，雨水較充足，微風，偶有東南風3～4級。

1.2.2 材料栽培與管理

2017年6月20日將豇豆分別播種于大棚和大田內的泡沫箱（規格：50 cm×40 cm×30 cm），株距為15～20 cm。大棚和大田豇豆栽培的土壤和水源相同，其中土壤均來自大田，澆灌水均由廣西綠城水務股份有限公司提供，其余栽培管理條件相同。于2017年8月4日采摘豇豆豆莢樣品，將表面的塵土洗凈并晾干表面水分后裝入紙袋，存放于-20℃冰箱預冷，待干燥。

1.3 方法

1.3.1 PAHs提取、凈化與檢測

將預冷后的豇豆樣品經冷凍真空干燥至完全脫水變脆后研磨成粉末，采用四分法稱取樣品，最終每個樣品組設3個重復。樣品PAHs的提取與檢測方法參照文獻[15]。為了利于16種PAHs有效分離以及減少分析所用時間，本實驗采用梯度洗脫方式，同時采用了外標法進行PAHs定量。

1.3.2 PAHs來源分析方法

同分異構體比值法是識別PAHs來源的最簡單和最常用的方法[17]。PAHs在遷移、傳輸過程中存在著分餾作用，而PAHs的同分異構體具有相似的分子結構和理化性質，在傳輸過程中不會發生分餾作用[18]。本研究選擇ANT/（ANT+PHE）、FLT/（FLT+PYR）、BaA/（BaA+CHR）和IPY/（IPY+BPE）比值相結合的方法來判斷豇豆體內PAHs的來源，其判斷標準見表2。

圖1 栽培環境分布示意圖Figure 1 The sketch map of cultivation environment

表2 同分異構體比值與PAHs的來源[7]Table 2 Isomer ratio and the source of PAHs[7]

1.3.3 風險評估方法

（1）效應區間低中值法：生態效應區間低中值法以生態效應低值（Effects range low，ERL）與生態效應中值（Effects range medium，ERM）作為標志水平進行評價[12，19]。檢測值為0，則不存在生態風險；檢測值小于ERL，則污染物對生物毒害概率小于10%，極少產生負面生態影響（輕微）；介于ERL與ERM之間，則污染物偶爾產生負面生態影響（中度）；大于ERM，則污染物對生物毒害概率高于50%，經常產生負面生態影響（重度）。16種PAHs中的BbF、BkF、BaP、DBA和IPY不存在生態評價低值，規定只要檢出就會對生物產生毒害作用[20]。

（2）TEQBaP法：BaP作為強化學致癌物質，常被視為PAHs類污染物的代表[19]。TEQBaP法是將污染物含量與毒性當量因子相乘，使16種PAHs轉化為苯并（a）芘的等效毒性當量，其PAHs單體毒性當量越大，對生物的毒性越大[12]。計算公式如下：

TEQBaP=Σ（Ci×TEFi）

式中：Ci為污染物i的測定濃度；TEFi為污染物i的毒性當量因子（表1）。

TEQBaP法以荷蘭土壤標準目標參考值（33.0 μg·kg-1）進行評價。當 TEQBaP＜33.0 μg·kg-1時，則不存在生態風險；TEQBaP≥33.0 μg·kg-1，則存在生態風險[12]。荷蘭《土壤修復法案》規定修復后的土壤污染物（PAHs）含量必須低于修復限值標準（低于該標準值不對生態或人體產生毒害）[7]。1994年，荷蘭引入污染土壤的人體健康風險評估和陸生生態風險評估方法，同時建立了目標值的標準值體系，此后該目標參考值被用作 TEQBaP法的參考值[12，21]。目前，TEQBaP法被廣泛應用于土壤或淤泥中PAHs的生態風險判斷，而蔬菜還田后屬于土壤中的一部分，因而該方法可用于蔬菜還田后的生態風險評估。

（3）食入路徑健康風險計算方法[16，22]：

式中：ADE（Average daily exposure）為日平均暴露量，μg·kg-1·d-1（Concentration）為 PAHs的平均濃度，μg·kg-1；AR（Absorption rate）為吸收率；ED（Continu?ous exposure days）為持續暴露時間，0.5 h·d-1；BW（Balance weight）為平均體重，50 kg；AT（Average life?time）為人群平均壽命，70 a。ADL（Average daily expo?sure for lifetime）為PAHs經食入路徑的終生暴露量，μg·kg-1；R為人群健康風險度；q為化合物的致癌強度系數。

1.3.4 質量控制與數據分析方法

質量保證與質量控制參照文獻[10]。本方法通過空白加標（用等量的石英砂代替分析的樣品，加入PAHs混合標樣）和基質加標（PAHs混合標樣加入實際空白樣品）進行回收率測定分析，加標水平為1000 μg·kg-1，平行測定5次?？瞻自囼炛懈髂繕嘶衔锏陀跈z出限；5次空白加標和基質加標16種PAHs的平均回收率為61.74%～100.00%和69.01%～149.26%。最后結果經過空白扣除。本實驗設計進行的方法回收率試驗為樣品檢測的準確性和可靠性提供了基本的保障。

數據處理與分析采用Excel 2013和SPSS 18.0。

2 結果與分析

2.1 大棚與大田豇豆體內PAHs種類與含量

本研究中，取3次重復試驗結果均值再進行PAHs含量分布、來源和風險分析等相關計算。結果表明，16種PAHs各組分在50～5000 μg·L-1范圍內線性關系良好，檢出限范圍為0.5～6.0 μg·kg-1。大棚豇豆體內檢測到的PAHs種類和含量大于大田豇豆。大棚豇豆體內∑PAHs為253.94 μg·kg-1，大田豇豆體內∑PAHs為 80.60 μg·kg-1。大棚豇豆體內 16 種PAHs的含量范圍為 0～78.44 μg·kg-1，以 2～4 環的為主，其中3環占∑PAHs的64.47%；大田豇豆體內16種PAHs的含量范圍為 0～41.47 μg·kg-1，其中FLU和PHE占∑PAHs的69.69%。NAP、FLU和PHE無論在大棚豇豆體內還是在大田豇豆體內的含量都較高。大棚豇豆體內檢測到的13種PAHs中，ANY、ACE、ANT、BaA、CHR、BbF和BPE的含量較低，而在大田豇豆體內未檢測到。大田豇豆體內檢測到的6種PAHs，除了BkF比大棚豇豆的略高外，其余的組分含量均低于大棚豇豆體內相應組分含量。

圖2 樣品中PAHs種類與含量Figure 2 Species and content distribution of PAHs in the samples

為了便于統計分析，將2～4環歸為低環，5～6環歸為高環。分析結果表明（表3），大棚豇豆體內∑PAHs含量高于大田豇豆體內的含量，且達到極顯著差異；大棚和大田豇豆體內的PAHs都表現為低環的含量高于高環的含量；而低環和高環的PAHs含量都表現為大棚高于大田，且達到極顯著差異（P＜0.01）。

表3 栽培環境對不同類型PAHs吸收的影響（μg·kg-1）Table 3 Effects of cultivated environment on PAHs absorption in different type（μg·kg-1）

表4 豇豆體內PAHs的同分異構體比值Table 4 Isomer ratio of PAHs in Vigna unguiculata（Linn.）Walp

2.2 豇豆體內PAHs來源分析

同分異構體比值公式中分母為0沒有統計意義，因此比值式FLT/（FLT+PYR）不能用于大棚和大田豇豆PAHs來源的判斷，比值式BaA/（BaA+CHR）不能用于大田豇豆PAHs來源的判斷。根據該方法計算得出大棚豇豆PAHs來源為原油污染；大田豇豆PAHs來源為燃燒污染（表4）。

2.3 大棚與大田豇豆體內PAHs污染的風險評價

2.3.1 PAHs生態效應低中值風險評估

分析結果表明（表5），大棚中豇豆體內存在NAP、ANY、ACE、ANT、BaA、CHR和BPE輕微污染風險，PHE的中度污染及FLU的重度污染風險，同時還受到BbF、BkF、DBA和IPY等PAHs的不同程度毒害作用。大田豇豆除了受NAP、FLU輕微污染，PHE中度污染和BkF、DBA、IPY較低的毒害作用外，未發現PAHs的重度污染現象。由于生態效應低中值法規定BbF、BkF、BaP、DBA和IPY只要檢出就會構成潛在的毒害生態風險，但沒有對其潛在風險予以分級，對評估結果影響較大。為此本研究建立了低中值法-TE?QBaP復合法對這5種物質進行毒害風險等級的劃分，該復合法以5種單體的TEQBaP值比荷蘭土壤標準目標參考值進行加權計算。結果得出大棚豇豆體內5種單體的相對生物毒害概率分別為0.12%、1.7%、0、131.27%、5.93%；大 田 豇 豆 分 別 為 0、2.13%、0、32.88%、1.93%。因而大棚豇豆體內除了DBA存在重度毒害風險外，其余4種為輕微或無污染風險；大田豇豆體內除了DBA存在中度毒害及BkF、IPY存在輕微毒害外，其余2種不存在污染風險?？梢?，BkF、DBA和IPY不論在大棚豇豆還是大田豇豆體內都富集了一定的含量，且存在一定的生態風險。

表5 PAHs生態效應低中值風險評估Table 5 The result of low median risk assessment of PAHs ecological effects

2.3.2 PAHs的TEQBaP風險評估

根據毒性當量計算公式得出（表6），大棚豇豆體內TEQBaP為48.47 μg·kg-1＞33.0 μg·kg-1（存在生態風險），大田豇豆體內的 TEQBaP為 12.25 μg·kg-1＜33.0 μg·kg-1（不存在生態風險）。大棚和大田豇豆體內的DBA毒性當量分別為43.32 μg·kg-1和10.85 μg·kg-1，相應的TEQBaP毒性當量貢獻率分別為89.38%和88.57%，可見DBA是豇豆體內PAHs污染最主要的風險物質。

2.3.3 食入路徑健康風險評估

根據美國環保署建立的介質中PAHs人群健康風險的計算模型（公式1～公式3），得出大棚豇豆健康風險度為2.07×10-6＞1.0×10-6（美國環保署認為可接受的健康風險度）；大田豇豆健康風險度為6.5×10-7＜1.0×10-6。

3 討論

不同栽培環境植物體內PAHs的來源與生態風險因地因時而異。本研究對兩種不同污染特征的栽培環境下豇豆體內PAHs的來源進行剖析，評估其潛在生態風險和健康風險。

表6 16種PAHs的TEQBaP值Table 6 The TEQBaPvalue of 16 PAHs

3.1 豇豆體內PAHs來源分析

環境中PAHs的來源可分為兩大類：一是原油類（未經過燃燒），二是燃燒類。燃燒與非燃燒途徑產生的PAHs組分不同。燃燒源不同產生的PAHs特征化合物含量不同。不同植物吸收PAHs的來源和途徑有差異[23-24]。在開放的環境中，蔬菜體內PAHs來源很難通過周圍PAHs的含量確定。因為蔬菜栽培土壤PAHs含量、雨水PAHs含量、大氣PAHs含量、植物自身合成的PAHs量，及栽培期風向、光照長度和強度、氣溫和空氣濕度等都會隨時間的改變而改變，難以獲得同一時刻測定值，且目前還沒有研究方法能確定蔬菜分別從土壤、水體和大氣中吸收PAHs的含量。而同分異構體比值法克服了上述的問題，通過蔬菜體內PAHs的特征化合物比值推知其體內PAHs的來源。通過同分異構體比值法能夠確定豇豆體內PAHs的主要來源，但還有少量PAHs的來源不能通過該方法確定，這少部分PAHs來源的確定既耗時耗力，且產生的實際效果不大。已有的研究中通常僅用1～2種同分異構體比值式判斷介質中PAHs的來源。本研究使用4種比值式對豇豆體內PAHs來源進行分析，結果均表明：大棚豇豆體內的PAHs主要來源于原油污染，大田豇豆體內的PAHs主要來源于燃燒污染。大棚豇豆栽培區除了2015—2017年期間人為使用的16種PAHs混合標準液處理棚內蔬菜和土壤外，豇豆栽培的土壤、水源等均未發現受到原油的污染。豇豆栽培期間風力較小，周邊無工業污染區，PAHs從遠處遷移的可能性很?。ň嚯x機動車通道400 m的大棚豇豆沒有檢測到燃燒源污染），因此得出大棚豇豆PAHs污染源為2015—2017年期間人為使用的16種PAHs混合標準液。大田豇豆栽培區附近100 m內有機動車通道，在栽培期有秸稈等農作物燃燒，而同分異構體比值也表明大田豇豆體內PAHs主要源于機動車燃油產生的尾氣和生物質燃燒。機動車尾氣中的PAHs可以隨著揚塵進行短距離的遷移，一部分附著在豇豆的莖葉并通過氣孔或者細胞間隙進入體內，一部分沉降到地面上被根系吸收[7]。PAHs進入植物體內可以通過主動吸收和被動吸收兩種方式[24]。不同的吸收方式對其體內PAHs的來源有一定的影響。植物對PAHs的吸收與其正辛醇-水分配系數及植物自身的含脂肪量、含水量和蒸騰速率等有關[25-26]。因而不同種類的蔬菜其體內PAHs污染來源不同。

在16種優控的PAHs中，大田豇豆體內檢測到6種，其余 10種（ANY、ACE、ANT、FLT、PYR、BaA、CHR、BaP、BbF和BPE）未能檢測到。在植物體內未能檢測到的PAHs，是因為植物未吸收或未合成該物質，也可能是吸收或合成后立即分解，但是根據PAHs難降解的性質，吸收或合成后立即在植物體內分解不成立。由此得出 ANY、ACE、ANT、FLT、PYR、BaA、CHR、BaP、BbF和BPE不是來源豇豆自身合成，只能通過外源吸收而來。ANY、ACE、ANT、BaA、CHR、BbF和BPE在大田豇豆中未檢測到，但在大棚豇豆中可以檢測到較低含量，可見，這7種PAHs進入豇豆體內較困難，需要有相應的載體或者外力的作用，一旦有載體或者外力的作用，則通道被打通，相應的PAHs才能快速進入體內。大棚豇豆體內NAP、FLU、PHE含量分別是大田豇豆體內的100、5倍和2倍，體現了不同污染環境豇豆對外源PAHs吸收的差異。豇豆體內的PAHs表現為以低環為主。低環的PAHs主要通過空氣流動遷移至植物表面，當其濃度未達到飽和狀態時通過主動運輸進入豇豆體內，而當其濃度達到飽和后則通過被動運輸進入豇豆體內[24]。豇豆生長期枝葉茂盛，與大氣中PAHs接觸面積大，且枝葉暴露于低環PAHs時間較長，有利于豇豆對低環PAHs的吸收。高環的PAHs，如BbF、BkF和IPY主要來源于根部吸收。植物吸收高環的PAHs一般受限于根系的發達程度，根系越發達，吸收的含量越高[11]。

3.2 豇豆體內PAHs生態風險與健康風險評估

不同的生態風險評估方法，得到的結果有一定的差異。本文通過生態效應低中值法、TEQBaP法和中值法-TEQBaP復合法對不同栽培環境下的豇豆進行風險評估。結果表明，無論是單一PAHs的污染風險還是總的PAHs污染風險，大棚豇豆幾乎都比大田豇豆高一個風險等級。說明在PAHs污染殘留物附近（5 m以內）栽培蔬菜存在較高的風險；在距離機動車通道100 m以外，栽培期有1～2次的生物質燃燒源，一般未出現生態風險和健康風險。大棚豇豆與人為污染源的距離近，有利于PAHs的遷移與吸收進入體內。大棚豇豆體內檢測到13種PAHs，部分PAHs存在一定的生態風險，其體內的DBA與荷蘭土壤標準目標參考值相比，超標73.28%。大田豇豆體內僅檢測到6種PAHs，且含量都較低。大田豇豆體內BkF、DBA、IPY的含量雖較低，但其毒性強，長期食用產生的毒性積累效應增加，其潛在風險不容忽視，因此應該警惕這些物質在豇豆體內的富集作用。對大棚和大田豇豆檢測結果表明，DBA是最主要的風險物質，所以降低DBA的含量是降低豇豆風險的關鍵。生態效應低中值法和TEQBaP法的生態風險評估標準體系不同。前者側重于PAHs單體的生態風險，能更好地分析單體的潛在生態風險，而TEQBaP法側重于生物毒性表征PAHs總體的生態風險。兩種評估方法的結合可以更好地說明介質中潛在的生態風險。根據生態效應低中值法、TEQBaP法和中值法-TEQBaP復合法的評估結果綜合分析得出：大棚豇豆存在一定的生態風險，大田豇豆尚不存在PAHs的生態風險。

食入路徑健康風險結果表明，大棚豇豆超過了可接受的健康風險度，大田豇豆則在可接受的范圍內。對于同一栽培環境下的蔬菜，經過食入路徑健康風險模型評估得到的風險結果不完全相同。因為不同的蔬菜體內酶種類和含量不同，其新陳代謝能力也不同。蔬菜蒸騰作用也會影響其體內的PAHs運輸與遷移作用[27]。另外，不同的生長時期，蔬菜體內PAHs存儲部位不同，PAHs的分解能力不同[26]，這些都會影響到最終評估結果的準確性。另外，該模型的計算過程是在一種理想狀態下進行的估算，其計算過程忽略了不同人體質差異、吸收和排泄能力差異和壽命長短的差別。不同的人食入量和喜好食入的部位不同，所以對于具體的個體，得到的健康風險值可能存在一定的差異。因而，某些蔬菜通過該方法評估認定為對群體有一定健康風險，但存在對個別人沒有健康風險的可能。因此對于特殊個體，需重新調整評估方案，以便獲得更符合實際的評判結果。

由不同栽培環境下豇豆體內PAHs來源與風險評估結果可知，選擇無PAHs污染或者遠離PAHs污染的區域栽培蔬菜可降低蔬菜體內PAHs對人體的危害風險。而對于已受到PAHs污染的蔬菜，應該采取通風、加強光照和沖洗的方式降低其體內PAHs的含量，必要時采用生物或化學的技術方法進行處理。

4 結論

（1）不同污染源，豇豆體內特征化合物的種類和含量不同。大棚豇豆體內PAHs主要源于污染區殘留的16種PAHs混合標準液，大田豇豆體內PAHs主要來源于機動車尾氣和生物質燃燒。

（2）在受到PAHs直接污染的大棚內栽培蔬菜，即使栽培時為敞開模式，也會使蔬菜體內PAHs污染風險增加，因而不宜在其周邊栽培供食用的蔬菜。

（3）PAHs的毒性因子越大其對人體及整個生態系統危害越大，因此應該嚴格控制DBA的攝入量。降低DBA的含量可有效降低豇豆的風險等級。