环境科学  2015, Vol. 36 Issue (6): 2292-2299   PDF    
引用本文
张云惠, 刘伟健, 程芳芳, 熊冠男, 杨笑寒, 王歆, 陶澍, 邢宝山, 刘文新. 经口摄入土壤多溴联苯醚生物可给性变化及影响因素的体外消化模拟[J]. 环境科学, 2015, 36(6): 2292-2299.
ZHANG Yun-hui, LIU Wei-jian, CHENG Fang-fang, XIONG Guan-nan, YANG Xiao-han, WANG Xin, TAO Shu, XING Bao-shan, LIU Wen-xin. Variations and Influencing Factors of Oral Bioaccessibility of Polybrominated Diphenyl Ethers in Soils Using an In-vitro Gastrointestinal Model [J]. Environmental Science, 2015, 36(6): 2292-2299.
经口摄入土壤多溴联苯醚生物可给性变化及影响因素的体外消化模拟
张云惠1, 刘伟健1, 程芳芳1, 熊冠男1, 杨笑寒1, 王歆1, 陶澍1, 邢宝山2, 刘文新1     
1. 北京大学城市与环境学院, 地表过程分析与模拟教育部重点实验室, 北京 100871;
2. 马萨诸塞大学植物、土壤与昆虫科学系, 埃姆赫斯特, 马萨诸塞州 01003, 美国
收稿日期: 2014-11-21; 修订日期: 2014-12-10.
基金项目： 国家自然科学基金项目(41390240,41071312);国家重点基础研究规划(973)项目(2014CB441101);北京大学"111"计划项目
作者简介：张云惠(1990~),女,硕士研究生,主要研究方向为环境污染化学,E-mail:1201214491@pku.edu.cn
通讯联系人,刘文新 E-mail: wxliu@urban.pku.edu.cn
摘要：误食土壤是污染物(如多溴联苯醚)人体(主要是儿童)暴露的重要途径,人体消化道内污染物吸收的生物可给性是针对此种暴露方式进行定量风险评估的有效途径之一. 本研究采用体外消化实验模拟3种不同有机碳含量的天然土壤中典型多溴联苯醚(BDE-28、BDE-47、BDE-99和BDE-153)在胃和小肠消化液中的释放,验证部分消化释放的多溴联苯醚因消化残留固相表面的再吸附造成低估实际生物可给性,并通过不同水土比的拟合计算予以校正. 结果表明,校正后的消化率普遍高于校正前; 就不同土样而言,BDE-28、BDE-47、BDE-99和BDE-153在不同初始暴露浓度条件下平均提升比例范围分别为14.3%~42.3%、11.1%~32.1%、4.9%~12.3%和0.0%~7.7%. 因此,未经校正的消化率会显著低估PBDEs消化道内的生物可给性,尤其是低溴代组分及PBDEs初始浓度较高或高TOC含量的土样. 校正后BDE-28、BDE-47、BDE-99和BDE-153的消化率分别维持在21.9%~54.7%、18.8%~43.1%、13.4%~27.2%和9.3%~19.9%. 此外,PBDEs的消化率与其辛醇-水分配系数的对数lgKOW呈显著负相关; 而与土壤TOC含量及PBDEs初始暴露浓度的相关性并不显著,尤其是高溴代组分.
关键词： 体外消化模拟     多溴联苯醚     生物可给性     消化率校正     天然土壤     影响因素    
Variations and Influencing Factors of Oral Bioaccessibility of Polybrominated Diphenyl Ethers in Soils Using an In-vitro Gastrointestinal Model
ZHANG Yun-hui1, LIU Wei-jian1, CHENG Fang-fang1, XIONG Guan-nan1, YANG Xiao-han1, WANG Xin1, TAO Shu1, XING Bao-shan2, LIU Wen-xin1     
1. Laboratory for Earth Surface Processes, College of Urban and Environmental Sciences, Peking University, Beijing 100871, China;
2. Department of Plant, Soil, Insect Sciences, University of Massachusetts, Amherst, MA 01003, USA
Abstract: Intake of contaminated soils is considered as an important exposure pathway of polybrominated diphenyl ethers(PBDEs) to humans, especially for children during their outdoor hand-to-mouth activities. Oral bioaccessibility is an essential tool to quantitatively assess the exposure risk of pollutants. In this study, we employed an in vitro digestion model to mimic the gastrointestinal digestion of typical PBDEs (BDE-28, BDE-47, BDE-99 and BDE-153 at a series of initial concentrations) in three natural soil samples with different TOC contents and to verify a previous hypothesis that the sorption of PBDE fraction mobilized from soil into digestive fluid on the surface of residual solid phase may lead to an underestimation of bioaccessibility of PBDEs. In addition, a method with multiple fluid-to-solid ratios was applied to calibrate the underestimation. The results indicated that the calibrated digestibility values were commonly higher than those without correction. For the different soil samples, the averaged increasing rates of PBDE digestibility at different initial concentrations ranged from 14.3% to 42.3%, from 11.1% to 32.1%, from 4.9% to 12.3% and from 0.0% to 7.7% for BDE-28, BDE-47, BDE-99 and BDE-153, respectively. Therefore, the bioaccessibility of PBDEs in gastrointestinal gut would be significantly underestimated without calibration, especially for tri- and tetra-BDEs and soil samples with low TOC contents or high PBDEs concentrations. The corrected digestibility values of BDE-28, BDE-47, BDE-99 and BDE-153 were 21.9%-54.7%, 18.8%-43.1%, 13.4%-27.2% and 9.3%-19.9%, respectively. The results indicated that the PBDEs digestibility was negatively correlated with lgKOW; whereas there was no significant correlation of PBDE bioaccessibility with TOC contents in soils or with initial concentrations of PBDEs, particularly for the highly brominated components.
Key words: in vitro gastrointestinal simulation     PBDEs     bioaccessibility     digestibility calibration     natural soils     influencing factors    

多溴联苯醚(polybrominated diphenyl ethers,PBDEs)作为主要的阻燃剂被广泛应用在电子电器、 化工、 交通等诸多领域中[1,2]. 众多研究发现，多种PBDEs组分具有潜在的或已证明的致癌性、 致突变性和其它毒理效应[3]. 天然土壤是包含多种介质的非均相复杂体系，通常是各类持久性有机污染物的积聚汇； 而当环境条件发生变化时土壤则可能成为污染物的释放源. 有研究表明，我国北方部分地区天然土壤中PBDEs总浓度为1.25~3 673.41 ng ·g-1，平均749.29 ng ·g-1，其中BDE-28、 BDE-47、 BDE-99、 BDE-153和BDE-209为主要成分[4]. 作者前期完成的大量文献调研表明，BDE-28、 BDE-47、 BDE-99、 BDE-153和BDE-209也是国内外土壤PBDEs污染集中报道的重要组分(限于篇幅，略去相关文献). 手口暴露是人体(主要是儿童)暴露PBDEs的主要途径之一[5]，研究表明儿童每天因误食或接触摄入土壤50~200 mg[6]，因此，利用人体消化道内吸收PBDEs的生物可给性进行定量风险评估确有必要.

体外模拟是一种研究食物等介质中化学物质吸收过程的重要方法，近年来逐渐被应用于持久性有机污染物对人体健康的暴露风险评估[7,8]； 迄今为止，对天然土壤中多溴联苯醚的体外消化模拟研究仍较少. 目前，大部分体外胃肠模拟技术根据污染物在固相基质和消化液中的平衡分配原理模拟其在体内微环境中的释放过程[9,10]，需要指出：在实验体系中，从固相基质上经消化释放的污染物通常以液相游离态和固相表面吸附态两种形式存在，后者在固液分离过程中未计入可消化部分[11,12]； 而在人体消化道中，因消化液的消化稀释作用以及肠壁细胞的吸收作用，体系的吸附平衡向解吸方向移动，部分吸附在固相表面的污染物可被释放并被肠壁细胞吸收. 因此，若仅以液相中的污染物代表生物可给态，很可能显著低估污染物的生物可给性，从而导致对体内暴露剂量以及暴露风险的低估[13, 14, 15]. 基于这一考虑，本研究针对典型多溴联苯醚自身的理化特性，拟采用不同水土比拟合计算方法进行残留固相吸附量的校正[14,15].

通过体外消化模拟并校正胃肠道中污染物的生物可给性是评估污染物对人体暴露风险的有效手段[16]，探讨影响消化率的影响因素能更准确地了解人体组织对污染物的消化吸收特性. 目前已开展一些有关持久性有机污染物体内消化率影响因素的研究，但结果不尽相同. Yu等[17,18]采用体外胃肠消化模拟实验证明影响灰尘中多溴联苯醚生物可给性的主要因素是灰尘中有机质成分及灰尘孔体积，与污染物的辛醇-水分配系数KOW的相关性不大. 而Jia等[19]采用固相微萃取法对沉积物中多溴联苯醚的生物可给性研究表明，多溴联苯醚的生物可给性与沉积物中有机碳成分及污染物溴代程度有关.

本研究采用稳态胃肠体外消化模型[20]模拟3种不同总有机碳(TOC)含量的天然土壤中典型多溴联苯醚组分(BDE-28、 BDE-47、 BDE-99和BDE-153)在消化道中的释放过程，分析天然土壤中多溴联苯醚的消化特点，探讨影响其消化率的主要因素. 1 材料与方法 1.1 材料与方法

胃蛋白酶(P7125,SIGMA-ALDRICH,美国)，脂肪酶(L3126,SIGMA,美国)，胆汁盐(B8361,SIGMA,美国)，胰液素(P7545,SIGMA-ALDRICH,美国)和α-淀粉酶(20 Units ·mg-1,WAKO,日本).

缓冲溶液：3种缓冲溶液分别为磷酸盐溶液(5.7 g Na2HPO4和8.8 g NaH2PO4溶于500 mL水中，pH=6.5)，KCl-HCl(KCl 8 g ·mL-1，pH=1.0)和磷酸盐溶液(33.5 g Na2HPO4与1.1 g NaH2PO4 溶于500 mL水中，pH=7.8). 所用药剂购自中国药集团化学试剂有限公司(分析纯).

PBDEs标样：BDE-28、 BDE-47、 BDE-99和BDE-153单化合物标样(Accustandards,USA)，内标C13-PCB208(Cambridge Isotope laboratories)，回收率标准物C13-PCB141(Cambridge Isotope Laboratories). 用正己烷稀释标样配制标准溶液. 预备性研究显示BDE-209的吸附校正规律不明显，可能因BDE-209在消化过程中易降解为低溴代组分而造成检测误差； 且其疏水性很强，不易从固相表面解吸，故本研究未包括BDE-209的校正结果，有待未来进一步完成.

实验过程中所用有机试剂均为色谱纯. 氧化铝、 硅胶(100~200目，国药集团化学试剂有限公司)在450℃焙烧6 h，使用前在130℃活化12 h. 无水硫酸钠(国药集团化学试剂有限公司,分析纯)在650℃焙烧6 h. 浓硫酸和NaOH购于北京化工厂. 所有玻璃器皿用超声清洗后在450℃焙烧6 h.

3种天然表土样品采自北京昌平十三陵水库，样点远离工业区，污染物背景值可忽略不计. 土壤类型为褐土(砂质壤土)，3种土样的pH范围8.0~8.4，机械组成以砂粒(平均67%)、 粉砂(平均18%)和黏粒(平均15%)为主. 室温风干后，土样研磨通过200目筛网测得TOC 含量分别为0.9%、 3.0%和5.3%. 土样分别标记为1号、 2号和3号.

1.2 实验设计 1.2.1 土壤老化实验

取3 g土壤样品于150 mL锥形瓶中，加入30 mL丙酮，再加入4种PBDEs标样，使3种土壤的初始PBDEs暴露浓度为100、 200、 300、 400 ng ·g-1，置于摇床中以130 r ·min-1的转速振荡2 h摇匀，然后取出倒入培养皿中在通风橱中挥发，待挥发完毕后用铝箔包裹避光保存3 d. 以往的研究结果表明，3 d时间可达到吸附的稳态平衡[21].

1.2.2 消化实验

体外消化实验参照文献介绍的稳态胃肠体外消化模型[20]. 在盛放0.2 g土样[6]的50 mL聚四氟乙烯离心管中分三阶段顺次加入不同消化液，使其液相体积为30 mL，避光振荡(130 r ·min-1)培养：①加入4.6 mL含α淀粉酶(2.8 mg ·mL-1)的磷酸盐缓冲体系，37℃消化5 min，模拟口腔阶段； ②加入6.9 mL含胃蛋白酶(10 mg ·mL-1)的HCl-KCl缓冲体系，37℃消化2 h，模拟胃消化阶段； ③加入18.5 mL含胰液素(20 mg ·mL-1)、 脂肪酶(3 mg ·mL-1)和胆汁盐(14 mg ·mL-1)的磷酸盐缓冲体系，37℃消化2 h，模拟小肠消化阶段； ④按50%的比例向体系中加入50 μL回收率指示物(C13-PCB141,1 mg ·L-1)，放入离心机中离心分离(9 000 r ·min-1，10 min，4℃)固液两相，分别进行提取、 净化和测定. 为有效表示土壤浓度，实验过程中对老化土壤采取直接微波萃取[50 mL萃取池，20 mL正己烷/丙酮混合溶剂(1 ∶1，体积比)，MARS-Xpress,CEM,1200 W-110℃,升温10 min、 萃取10 min].

1.2.3 吸附校正实验

采用不同固液比方法验证消化过程中释放的溶解态PBDEs重新吸附在固相残渣表面的基本假设，并校正其对消化率的影响[22].

在0.2 g土壤样品中按上述步骤分三阶段加入5 mL混合消化液(2 ∶3 ∶8，近似体积比)消化5 min+2 h+2 h后，用相同溶液将体积分别补至5、 10、 20、 30和40 mL，使其保持消化液浓度不变的情况下，水土比(W/S)分别变为25、 50、 100、 150、 200[23]，20℃避光平衡振荡(130 r ·min-1) 2 h后离心分离，弃去固相，只对液相样品进行提取、 净化和测定.

1.2.4 样品提取、 净化和测定分析

离心后的液相样品直接经液液萃取提取(100 mL 4%无水硫酸钠溶液、 30 mL×2正己烷、 振荡器振荡 3 min，转速300 r ·min-1)； 固相样品经微波萃取后再采用液液萃取方法提取.

萃取后样品用五层酸碱硅胶混合柱净化，层析柱制备方法详见文献[24]. 提取液经旋蒸浓缩后用2 mL 左右的正己烷分两次转移至层析柱顶端，加入20 mL正己烷溶液以2.0 mL ·min-1速度淋洗，淋洗液弃去，然后用70 mL(1 ∶1，体积比)二氯甲烷和正己烷混合液淋洗，收集淋洗液经旋蒸、 氮吹定容至1 mL，最后加入50 μL 内标13 C-PCB208(1 mg ·L-1). PBDEs组分使用气相色谱质谱联用仪检测[Agilent 7890GC-5975C,MS(NCI)]测定. 内标法(C13-PCB208,J&K Chemical,USA)定量. 色谱条件：石英毛细管色谱柱(HP-5 MS)，12.5 m×0.25 mm×0.25 μm (内径)，具体检测条件可参考文献[24].

1.3 质量控制

配制标准曲线选择7个标准溶液浓度(5~200 μg ·L-1)以覆盖样品浓度，保证标准曲线的线性结果符合要求(R2>0.99). 每批样品测定两个程序空白(包括消化和提取的全程序，用作空白校正)，消化实验设置3组平行，校正实验设置2组平行. 仪器对BDE-28、 BDE-47、 BDE-99和BDE-153的检出下限均为0.5 ng ·mL-1. 样品中按50%的数量比例加入回收率指示物C13-PCB141，其回收率范围为71%~112%.

1.4 数据统计分析

利用SPSS Version 13.0进行相关统计分析. 统计方法采用非线性回归、 相关分析检验的显著性检验水平取0.05. 利用不同液固比方法进行吸附校正，根据吸附平衡计算吸附量和吸附系数[13, 14]. 2 结果与讨论 2.1 消化实验中的吸附现象

在人体消化道内，肠壁细胞持续分泌消化液，且持续从消化液内吸收污染物，污染物逐渐被稀释，导致吸附平衡向解析方向移动，吸附在固相表面的污染物被释放出来并被肠壁细胞所吸收，因此吸附现象可以忽略不计. 而在体外消化实验中，固液分配过程完全取决于PBDEs在残余固相表面吸附的热力学性质，部分经消化作用释放出来的污染物不可避免地吸附在固态消化残渣上，经固液分离后进入固相而未计入可消化部分. 因此，若不考虑吸附作用对吸附平衡的影响，仅用分离后保留在液相的污染物代表生物可给态，其结果很可能显著低估污染物的生物可给性.

PBDEs是否在固相提取残渣上有显著的吸附现象可通过比较相同固相总量、 不同液相体积条件下测定液相中PBDEs浓度及绝对量确定. 当吸附现象不发生或可忽略不计时，改变液相体积时，液相PBDEs稀释或者浓缩，PBDEs绝对量应维持不变或没有显著差异； 若有明显吸附，则改变液固比将导致平衡移动，液相PBDEs浓度变化的同时，绝对量也随液相体积增加而增加. 因3种土样的结果总体相似，限于篇幅以及方便说明和总结规律，本研究中以3号土为例进行阐述. 图 1中分别为PBDEs初始暴露浓度水平为300 ng ·g-1时，5种不同水土比(W/S)条件下BDE-28、 BDE-47、 BDE-99、 BDE-153的液相浓度(cW,ng ·mL-1)和绝对质量(MW,ng). 可以看出，随水土比上升(即液相体积增大)，4种同系物的液相浓度呈非线性降低，但绝对量却有逐渐上升的一般趋势(尤其是W/S为25~100)，且组分溴代程度越低，这一规律越明显； 其它两种土壤样品及不同暴露浓度水平下的液相浓度和绝对质量数值虽有所差异，但基本规律与上述一致. 显然，伴随液相体积增加，部分吸附在固相残渣上的污染物因解吸而进入液相，增加液相中污染物的质量浓度. 另外，因PBDEs不同组分的分子量、 辛醇-水分配系数与水溶性等理化性质不同，解吸程度存在一定的差异，下文将予以说明.

图 1 土样(3号土，300 ng ·g-1为例)消化液中PBDEs浓度和质量与水土比的关系 Fig. 1 Concentrations of PBDEs in digestive solutions of soil sample 3 at different water/soil ratios
2.2 吸附分配的定量估计

Tao等[25]研究人员已建立基于不同水土比研究沉积物和土壤中水溶性有机物在水相和固相间分配定量关系的方法同步测定吸附系数和吸附量. 本研究沿用这一方法，根据5种水土比条件下实测得到的污染物液相浓度，采用下述公式进行拟合，得到可给态总量(QS,ng)和吸附系数(KS,mL ·g-1)的估值.

式中，cW (ng ·mL-1)和cS (ng ·g-1)分别为液相和吸附相浓度，VW (mL)和WS (g)分别是液相体积和固相质量. 图 2 为典型的拟合结果(以3号土，BDE-28，300 ng ·g-1为例). 其它土样以及不同初始暴露浓度条件下的实测数据均表现出近似的拟合效果.
图 2 土样(3号土，300 ng ·g-1为例)提取液中BDE-28浓度随液相体积变化的拟合结果 Fig. 2 Regression fitting of BDE-28 concentration in the digestive fluid from soil sample 3 as a function of fluid volume

表 1列举PBDEs初始暴露浓度为300 ng ·g-1时，BDE-28、 BDE-47、 BDE-99和BDE-153在3种土壤中的吸附系数(KS,mL ·g-1)、 可给态总量(QS,ng)以及拟合的可决系数(R2). 需要指明，在100、 200和400 ng ·g-1的初始暴露浓度水平下，也有类似的数据结果. 总体而言，90%的实验情况拟合效果良好，R2>0.95. 个别情况下KS未得到合理的拟合值可能与实验误差、 拟合误差有关.

表 1 PBDEs经吸附校正后在不同土壤固相上的吸附系数和可给态总量 1) Table 1 Calibrated sorption coefficients and total quality of bioaccessible PBDEs for different soil samples
2.3 吸附差异的影响因素

以3号土样为例，由PBDEs经体外消化后在溶解态、 吸附态、 残渣态中的分配关系(图 3)可以看出，土壤中PBDEs初始暴露浓度越大，污染物在固相中的吸附现象越明显，且低溴代组分比高溴代组分表现出更明显的吸附现象(即F2所占比例更高)，而且对于其它两种土样也有类似现象. 总体而言，对于不同组分(BDE-28、 BDE-47、 BDE-99和BDE-153)，不同土样及初始暴露浓度下，F2所占比例范围分别为1.1%~22.7%，0.3%~15.7%，0.0%~6.6%和0.0%~1.8%，均值为5.7%，4.1%，1.5%和0.5%. 结合误差分布情况，初始浓度较低时因组分形态浓度接近GC-MS仪器检出限，实验误差可能较大. 就不同溴代程度的多溴联苯醚而言，吸附校正对低溴代组分的意义更大，原因可能包括以下两方面.

图 3 不同初始暴露浓度PBDEs经体外消化后在溶解态(F1)、 吸附态(F2)和残余态(F3)间的分配(以3号土为例) Fig. 3 Distributions of dissolved(F1),sorbed(F2) and residual(F3) fractions in soil sample 3 after in vitro gastrointestinal digestion at different initial PBDEs exposure concentrations

(1) 解吸程度方面 土壤对不同多溴联苯醚的固着能力不同，由于高溴代联苯醚lgKOW和分子量较大，表现出对土壤颗粒更强的吸附性，即使增加水土比也不易将其从土壤颗粒中解吸出来. 图 1(a)中在初始多溴联苯醚暴露浓度相同时，微波萃取的BDE-153浓度低于低溴代联苯醚浓度这一现象中也可得到解释. 相对而言，低溴代联苯醚与土壤颗粒的结合不很牢固，且没有表现出极强的憎水性，因此较易解吸.

(2) 憎水性方面 相对于憎水性较强的高溴代联苯醚，增加水土比使消化液(液相)体积增大更易促进憎水性较弱的低溴代组分从残余固相颗粒上解吸释放.

2.4 天然土壤中PBDEs的体外消化及消化率校正

以3号土壤样品为例，从图 4中可以看出，经消化后不同PBDEs组分主要在固相中存在，而且可以发现，部分样品中液相与固相中PBDEs的总和大于未经消化直接微波萃取出的土壤中污染物的含量； 这一现象在其它土样及不同初始暴露浓度下也较为常见. 这是因为含酶消化液提取过程可以将土壤中部分通过化学方法也无法提取出的污染物消化出来，这一现象与吕艳等[8]对六六六进行体外消化模拟的研究结果相一致.

图 4 土样中不同PBDEs组分的固、 液相绝对量(以3号土为例) Fig. 4 Solid and aqueous phase absolute amounts of PBDEs in digestive solutions of soil sample 3

根据表 2，校正后消化率比校正前普遍提高，对于不同多溴联苯醚BDE-28、 BDE-47、 BDE-99和BDE-153在不同初始暴露浓度条件下平均提升比例范围分别为14.3%~42.3%、 11.1%~32.1%、 4.9%~12.3%和0.0%~7.7%(均值分别为26.3%、 19.7%、 8.1%和3.6%). 当PBDEs初始暴露浓度为400 ng ·g-1时，消化率提高幅度最为显著，最高可达116.2%. 因此，如果不做校正，则会造成对PBDEs生物可给性的低估，尤其是低溴代组分，原因可能是高溴代组分憎水性强，即使增加水土比也很难从固相表面解吸到液相中. 就TOC含量不同的土样而言，从1号土到3号土，多溴联苯醚组分的平均校正消化率大多呈现增加趋势. 不同土样之间的校正差别较为显著，校正作用对TOC含量较高的土样影响更大，这一点与吕艳等[8]对土壤中六六六体外消化的校正规律相一致. 由于表 2中数据为校正前后消化率的差值与校正前消化率的比值，因此个别消化率增长百分数为负值的情况可能与测定和拟合误差有关.

表 2 不同条件下PBDEs经吸附校正后消化率相对校正前消化率的增长百分数/% Table 2 Increasing percentages of PBDEs digestibility after sorption calibration compared to initial ones under different conditions/%

校正后消化率(D2)与校正前消化率(D1)相关关系如图 5所示，绝大多数校正后的消化率有所提高，数据点基本分布在直线Y=X上方.

图 5 吸附校正前后消化率的相关性 Fig. 5 Correlation of digestibility before and after sorption calibration

2.5 影响PBDEs消化率的因素

在4种不同PBDEs初始暴露水平下，3种土壤中PBDEs校正后的消化率如表 3所示.

表 3 校正后3种土壤样品中PBDEs的消化率 /% Table 3 Digestibility of PBDEs after sorption calibration for the soil samples/%

经校正后，BDE-28、 BDE-47、 BDE-99、 BDE-153的消化率分别维持在21.9%~54.7%、 18.8%~43.1%、 13.4%~27.2%、 9.3%~19.9%. 可以看出，随多溴联苯醚溴代程度的增加，消化率逐渐降低，说明高溴代联苯醚的生物可给性低于低溴代联 苯醚，这一点与Tang等[26]对多环芳烃的研究结果相一致； 其它有关多溴联苯醚生物可给性的研究也有类似的结论[27,28]. 而且，消化率与PBDEs的初始暴露浓度存在一定的相关性，但在P=0.05水平上并不显著，尤其是高溴代组分(BDE-28：R2=0.78,P=0.12； BDE-47：R2=0.87,P=0.061； BDE-99：R2=0.69,P=0.23； BDE-153：R2=0.68,P=0.19). 这与Yu等[23]对灰尘中多溴联苯醚体外消化的研究结果较为一致. 需要指出，TOC含量不同的3种土样对不同多溴联苯醚组分消化率的影响特点不尽相同，原因可能是不同多溴联苯醚与土壤颗粒及其中不同有机质组分的结合能力不同，情况较为复杂，还需结合其它因素如土壤颗粒结构、 有机质组分的结构与性质等开展进一步的研究.

取校正前后消化率的平均值，考察消化率D与KOW之间的相关性，结果如图 6所示. 其中实线为校正后lgKOW-lgD2的拟合结果，虚线为校正前lgKOW-lgD1的拟合结果. 从中可见，校正后消化率与不同PBDE组分lgKOW呈显著负相关(P<0.05)； 而与土壤TOC的关系则不显著，尤其是高溴代联苯醚(BDE-28：R2=0.87,P=0.06； BDE-47：R2=0.66,P=0.28； BDE-99：R2=0.30,P=0.42； BDE-153：R2=0.03,P=0.84).

图 6 校正前后消化率lgD与lgKOW的关系 Fig. 6 Relationship of lgKOW and digestibility (lgD) of PBDEs before and after sorption calibration
3 结论

(1) 本研究采用稳态胃肠体外消化模型在4种不同PBDEs初始暴露浓度水平下对天然土壤中BDE-28、 BDE-47、 BDE-99和BDE-153进行体外消化模拟，并采用不同液固比的方法有效校正吸附作用对消化率的低估. 校正后的消化率普遍高于校正前，能更有效地评估人体组织对多溴联苯醚的消化吸收风险. 尤其对低溴代联苯醚、 PBDEs初始暴露浓度较高以及TOC含量较高的土壤，消化率校正作用更为显著.

(2) 从消化角度来看，吸附校正后消化率与多溴联苯醚组分的辛醇-水分配系数lgKOW的关系更加明显，呈显著负相关. 而另一方面，其与PBDEs初始暴露浓度及TOC的关系不太显著，特别是高溴代组分(P>0.05). 因此，低溴代组分更容易从土壤表面解吸出来，进而被人体组织吸收，对人体的健康风险更大.

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