痕量金屬在海水中的存在形態(tài)和分析方法的研究進展

李 力, 王保棟

(國家海洋局 第一海洋研究所, 山東 青島 266061)

1 研究意義

痕量金屬(trace metal), 又稱為痕量元素(trace element), 是指在海水中濃度低于 100 μmol/kg的元素。痕量金屬幾乎參與了海洋生命的方方面面, 從初級生產(chǎn)力中細胞質(zhì)的形成到蛋白質(zhì)的合成, 幾乎都離不開痕量金屬。一些痕量金屬, 尤其是一些過渡金屬, 例如 Mn、Fe、Ni、Co、Cu和 Zn, 對有機體的生長至關重要[1]。因此, 海洋無機生物學家繼對有機體的“基因組(genome)”和“蛋白質(zhì)組(proteome)”的研究之后, 對痕量金屬也開展研究, 命名為“金屬組(metallome)”, 總結(jié)出的海洋生物體中痕量金屬的必需含量比值為: (C106N16P1)×1000Fe8Mn4Zn0.8Cu0.4Co0.2Cd0.2,該比值為平均值, 幾乎可應用于海水中發(fā)現(xiàn)的各種藻類, 其元素含量比例都在該系數(shù)的正負三倍以內(nèi)[2]。

大洋中溶解態(tài)痕量金屬的濃度極低, 一般只有幾個納摩爾(10-9mol/L)。由于一般藻類細胞中的金屬濃度為海水中的百萬倍[3], 如此便造成了表層海水中某些金屬元素的缺稀, 使其成為限制初級生產(chǎn)力的因素, 例如Fe[4]。其他一些金屬對生物有毒性, 例如 Pb、Hg, 而當某些必需元素的濃度升高后, 也會對生物產(chǎn)生毒性, 例如Cu[5]。在近岸, 重金屬的生物毒性和污染問題引起了廣泛關注。

海水中痕量金屬的存在形態(tài)是了解海水中金屬的毒性(toxicity)和生物可利用性(availability)的一個關鍵指標[6-7]。越來越多的科學研究發(fā)現(xiàn), 與生物體有直接作用的并非溶解態(tài)金屬, 而是其中的一部分,被定義為活性(Labile)金屬, 表示為Me'[8-10]。因為活性金屬(Me')與生物圈的緊密相關性, 它逐漸成為研究的熱點, 而針對海水中痕量金屬存在形態(tài)的測定技術(shù)也在近20年內(nèi)迅速發(fā)展[11]。重金屬的存在形態(tài)和生物毒性得到了環(huán)境質(zhì)量監(jiān)測部門的重視, 美國環(huán)境保護署(US EPA)1995年在水質(zhì)標準(Water Quality Criteria)中指出在淡水或者海水中關于重金屬的監(jiān)測應該側(cè)重于生物可利用的那部分, 而不是總?cè)芙鈶B(tài)的濃度[12]。越來越多的國家環(huán)保部門開始考慮將監(jiān)測活性金屬納入水質(zhì)監(jiān)測中, 但是由于監(jiān)測海水中活性金屬的難度較大, 目前還沒有簡單易行的分析方法, 所以尚未能列入常規(guī)監(jiān)測項目。

我國海域?qū)拸V, 沿岸海水中重金屬污染較為嚴重, 對海水中金屬及其配體存在形態(tài)的測定和相關研究還較少, 所使用的測定方法也相對陳舊[13-14]。本文將詳細介紹目前國際上對海水中痕量金屬存在形態(tài)及其分析測試方法的研究進展, 以期促進我國海洋科學界了解和開展該方面研究, 從而更好地理解和監(jiān)測金屬在海洋生態(tài)系統(tǒng)的生物地球化學循環(huán)過程。

2 存在形態(tài)

海水中的痕量金屬經(jīng)由過濾操作(通過 0.4 μm的濾膜與否), 定義分為溶解態(tài)(dissolved)和顆粒態(tài)(particulate)。早期研究認為溶解態(tài)金屬與生物有著直接的相互作用關系, 但隨著研究的深入, 人們發(fā)現(xiàn)與生物毒性緊密相關的并非金屬的總?cè)芙鈶B(tài), 而是其中活性的那部分。隨著分析方法的進步, 溶解態(tài)金屬被分為自由離子態(tài)、無機絡合物和有機絡合物三種不同的存在形態(tài), 用公式可表示為:

其中{Men+}代表自由離子濃度(Me代表某種金屬, 而n+代表其價位), Xi代表無機配位體, 而 Lj代表有機配位體。其中自由離子的濃度稱為活度, 由于活度的數(shù)值很小, 所以表示方法一般為其負對數(shù),pMe = -log{Men+}。

活性金屬(Me')主要由自由離子態(tài)和無機絡合態(tài)組成, 因其分子小, 易被生物體吸收或與生物細胞表面的功能團相結(jié)合。某些金屬的小分子有機絡合物也可被生物體利用, 例如 Fe, 但大分子的有機絡合物一般很難被利用。海水中天然有機配體(natural organic ligand)的絡合作用較強, 這種絡合往往能夠極大的降低活性金屬的濃度, 抑制其毒性。

2.1 有機和無機絡合配體

痕量金屬易與海水中的有機配體結(jié)合成為較穩(wěn)定的絡合物, 其絡合強度由絡合穩(wěn)定常數(shù)K來表示,一般電化學分析法的測試結(jié)果會將有機配體歸類為兩種或三種。較強配體的絡合常數(shù)K1與較弱配體的K2一般相差2～3個數(shù)量級。不同的金屬, 其logK也存在差異, Cu的較強配體的 logK1一般在 11～14之間[15]。而Fe則高很多, 一般檢測到的logK1在20～22之間[16], 其強絡合效應導致海水中鐵的活度很低。絡合較強的 L1的濃度一般不高(幾個到幾十個納摩爾),它大多存在于海水的表層, 一般認為它是海水中的藻類分泌的, 用來抑制金屬對其的毒性[17]。而絡合較弱的 L2濃度高些(幾十到幾百個納摩爾)在海水中的垂直分布比較均勻, 不僅僅限于表層, 其來源很可能是污水中人造合成的一些有機絡合物, 如EDTA[18-19]。現(xiàn)在, 絡合容量(complexing capacity, 表示為)常被用來描述海水中天然配體的綜合絡合能力, 它是所有配體的絡合常數(shù)與濃度相乘的總和(ΣKMeL·[L])。絡合容量可看作海水對總?cè)芙鈶B(tài)金屬的緩沖能力, 直接決定自由離子態(tài)金屬的濃度。值得注意的是, 目前我們所定義的有機配體的分類方法是根據(jù)分析測試方法來的, 海水中應有一系列不同絡合常數(shù)的有機配體, 不止兩種或三種[20]。但為了不同研究的數(shù)據(jù)具有可比性, 應盡量采用相似的分析方法。盡管不同的分析方法得出的配體絡合常數(shù)和濃度會有所不同, 但其總絡合容量(complexing capacity)的結(jié)果應相差不大, 應可準確獲得金屬存在形態(tài)的信息。

目前金屬存在形態(tài)研究面臨最大的難題之一是我們對這些天然有機配體的來源和結(jié)構(gòu)所知甚少。隨著分析技術(shù)的進步、采樣范圍的擴大, 人們對其認識和了解也在不斷加深。就結(jié)構(gòu)來說, 硫醇(thiol)被發(fā)現(xiàn)是一種在海水中廣泛存在的重要有機配體, 其logK值比之前發(fā)現(xiàn)的L1更高, 可與金屬形成強絡合物[21-22]?？臻g上, Moffett和Dupont[23]在西北太平洋的最新研究發(fā)現(xiàn), Cu的較強有機配體L1較為均勻的垂直分布于水體中直到3 000 m水深, 99.9%的溶解態(tài)銅都是被有機絡合的, 這與以前的研究結(jié)果非常不同[24]。

除了有機絡合物以外, 自由離子還與海水中的無機配體形成無機絡合物。海水中存在著大量的無機, 如Cl-, OH-, S O, C O等。金屬離子和無機離子之間會有不同程度的絡合反應。大多數(shù)金屬的無機絡合物占溶解態(tài)的百分比不大, 因其絡合穩(wěn)定常數(shù)遠遠小于有機絡合物。但某些金屬的無機絡合反應也很強, 例如Ag, 可以和Cl-產(chǎn)生較強的絡合, 形成的無機絡合物也易被生物體吸收[25]。

2.2 存在形態(tài)研究進展

不同金屬的活性部分占總?cè)芙鈶B(tài)的百分比不同,由該金屬與有機或無機配體的絡合強度、配體的濃度等因素所決定。在不同的海區(qū)中, 有機絡合的強度也隨海水中天然有機配體的絡合容量而變。例如, Cu和Fe的有機絡合效應較強, 所以Me' 通常只占總?cè)芙鈶B(tài)的百分之一或萬分之一, 而Pb、Cd的絡合效應相對較弱, 其活性態(tài)占總?cè)芙鈶B(tài)的 10%～99%不等[26-28]。最近的研究顯示, 與低緯度海區(qū)不同的是,靠近南極附近的南大洋(Southern Ocean)海水中總是充滿了活性態(tài)的鋅[29], 對羅斯海(Ross Sea)中的 Co的研究也發(fā)現(xiàn)過類似現(xiàn)象[30]。由于各種金屬不能逐一累述, 本文重點介紹Fe和Cu。

Fe的研究重點在于其在大洋海水中的缺稀。在大洋中, 表層水中鐵的含量極低(只有 0.02～1 nmol/L), 其中 99%都與有機配體絡合, 導致其活性濃度更低, 而海藻的生長對鐵的需求是其它金屬的10倍。20世紀80年代末Martin提出, 在一些大洋中, 例如靠近南極的太平洋、赤道附近的太平洋和南大洋, 存在著高營養(yǎng)鹽低葉綠素(High-Nutrient,Low-Chlorophyll, HNLC)的區(qū)域, 其原因可能是海水中鐵的缺稀抑制了初級生產(chǎn)力(primary production)[31]。由于存在著 HNLC現(xiàn)象的海域較廣, 約占全世界大洋面積的20%, 由此, Martin又提出一個大膽的假設, 即通過在 HNLC的海域中加入鐵來刺激初級生產(chǎn)力, 從而消耗大氣中的二氧化碳[32]。在全球變暖的大前提下, 這個設想非常具有吸引力。自此,鐵在海水中的存在形態(tài)及其被藻類吸收利用的過程成為研究熱點。其中, 與存在形態(tài)相關的發(fā)現(xiàn)是, 海洋中的藍藻(cynobacteria)分泌的一種小分子有機配體(siderophore)能與鐵絡合, 而這種有機絡合物能直接被藻類的細胞壁吸收[33], 這打破了以往人們認為的只有金屬的自由離子態(tài)和無機絡合物才能被生物吸收的看法。同時, 一系列中等規(guī)模的“施鐵肥(Meso-scale Iron Fertilization)”的實驗也在大洋中進行, 針對在海水中加入鐵后的生物化學變化進行了跟蹤觀測, 結(jié)果顯示海水中加鐵的確能夠有效地刺激初級生產(chǎn)力, 但同時也引起了海水中一系列的生態(tài)變化[34]。從長遠的角度來看, 尚不知在大洋中施鐵以消耗二氧化碳的做法是否利大于弊。

另一種金屬 Cu, 被關注的較多的則是它的毒性。研究顯示, 一旦 Cu' 的濃度超過一定水平, 即Cu' 的濃度高于10-11mol/L(pCu' ＜ 11), 就會對海水中的藻類或貝類產(chǎn)生毒性, 抑制其生長[5,9,35]。而在近岸水中, 特別是海港碼頭, 由于含有高濃度銅的污水的排放和船只上防污涂料的釋放, 銅的濃度都會比較高, 因此從環(huán)境污染的意義上, 這是一個令人擔憂的問題。目前對銅的存在形態(tài)的研究顯示, 99%以上的溶解態(tài)銅都與有機物形成較強的絡合而難以被分解利用, 這可能是藻類自身的抑毒機制造成的[17,36]。所以, 雖然銅的毒性較高, 可是在一般情況下, 其 Cu' 的濃度都被控制在了 10-11mol/L 以內(nèi),不會對生態(tài)系統(tǒng)造成危害。

3 分析測試方法

大多數(shù)痕量金屬的自由離子態(tài)在海水中以納摩爾(10-9mol/L)或皮摩爾(10-12mol/L)的量級存在, 濃度極低, 在復雜的海水介質(zhì)中檢測如此低濃度的痕量金屬并非易事, 并且針對該研究的采樣和測試的過程中的污染源較多。一直到20世紀70年代末和80年代初, 科學家們才開始建立起各種控制樣品污染的技術(shù), 統(tǒng)稱為“痕量金屬潔凈技術(shù)(trace metal clean technique)”, 自此開始獲得值得信賴的數(shù)據(jù),但嚴格的采樣和分析技術(shù)要求導致目前海水中、尤其是大洋中的痕量金屬及其存在形態(tài)的數(shù)據(jù)還較匱乏。目前國際上正在合作進行一個名為GEOTRACES[37]的項目, 旨在通過各國科學家的合作和交流, 確定海水中痕量元素的規(guī)范采樣、預處理和測試技術(shù), 在更廣闊的海域內(nèi)獲得準確的痕量金屬的數(shù)據(jù)。

海水中金屬存在形態(tài)的發(fā)展離不開分析技術(shù)的發(fā)展, 目前為止, 很多存在形態(tài)的定義都是由分析技術(shù)所能測定的存在形態(tài)決定的。近20年來, 針對海水中痕量金屬存在形態(tài)的分析測試技術(shù)發(fā)展迅速,但很多研究成果也還是在摸索和探討當中。本文將介紹目前在國際上最流行的幾種分析測試方法、其最新研究進展及其優(yōu)缺點。

3.1 電化學法(electrochemistry)

用電化學方法來分析海水中痕量金屬由來已久[38], 伴隨著對海水中總?cè)芙鈶B(tài)的分析研究, 也逐漸開展對其存在形態(tài)的測定。通過近三四十年的發(fā)展, 隨著電化學儀器精密度和穩(wěn)定性的不斷提高,電化學方法也日趨成熟, 并逐漸成為最被承認和肯定的方法。電化學方法包括陽極溶出伏安法(ASV)、競爭配位體平衡/吸附陰極溶出伏安法(CLE-CSV),以及極譜法(pseudo-polarography), 該方法中電極能夠直接測定的是那部分溶解態(tài)痕量金屬被稱為活性金屬(Me’), 主要為自由離子態(tài)、無機絡合物組成, 也包括一小部分易分解的有機絡合物, 這也是“活性(labile)”概念最初的由來。使用電化學分析法不僅可測定金屬的活度, 還可定性定量的測出天然有機配體(natural organic ligand)與被測金屬間的絡合穩(wěn)定常數(shù)和有機配體濃度。

對于海水中痕量金屬形態(tài)的分析, 目前廣泛流行的是 CLE-CSV法, 它是一個間接測定法, 即加入已知絡合強度的配體與所測試海水樣品中的天然有機配體進行競爭平衡來測定溶液中天然配體的絡合強度和濃度, 同時計算出自由離子態(tài)金屬的濃度,該方法目前成為測定海水中Cu、Fe等痕量金屬存在形態(tài)的一個標準方法[39]。該方法所使用的儀器較小,方便攜帶使用, 且靈敏度高, 所以較多的應用于野外和船上的實時測定, 大洋航次中多使用該方法進行測定。該方法存在的問題是, 其測定的配體絡合強度和濃度的結(jié)果受制于加入的配體的絡合能力(complexing capability)。Bruland[20]等在一次電化學方法的對比研究中發(fā)現(xiàn), 所測得天然有機配體的絡合強度和濃度會隨著加入競爭配體(added competing ligand)的分析競爭強度(analytical competing strength)的變化而變化。Bruland由此指出, 天然海水中其實存在著一系列的有機絡合配體, 只是人為的分析方法將其歸類而已, 但這并不影響離子活度測定的結(jié)果, 即高達99.7%的溶解態(tài)Cu是有機絡合狀態(tài)。但是, 一定要采用與天然配體絡合強度匹配的競爭配體對樣品進行分析, 否則分析結(jié)果將產(chǎn)生差異。

目前針對電化學分析方法的研發(fā)還在進行中,其中較多的發(fā)展是使用AVS法在船上實時測定總?cè)芙鈶B(tài)金屬, 如Cu、Co、Zn、Mn等[40-41], 最近也展開了對As的形態(tài)的測定[42]。超聲技術(shù)還被引入到測定技術(shù)中[43], 使電極能更快的與溶液中的金屬離子達到平衡。同時, Braungardt等[44]還研發(fā)出溶出法野外記錄系統(tǒng)(VIP), 可直接放入海水中, 快速測定總?cè)芙鈶B(tài)的Cu、Cd、Pb, 1 h內(nèi)可完成2～3個樣品的測定,極大的豐富了近岸海水中溶解態(tài)金屬的數(shù)據(jù)庫。同時, 最近VIP系統(tǒng)應用于測定小于4 nm的溶解態(tài)金屬濃度, Braungardt等認為這部分金屬是可被生物利用的[45]。但是, 針對金屬存在形態(tài)的分析方面, 目前該方法面臨的問題還是實驗步驟比較繁瑣,CLE-CSV法的測試要將一份海水樣品分為10～12份進行加標測試分析, 且該分析要先進行幾個小時以上的平衡, 耗費時間長、費時費力, 而且在繁瑣的處理樣品的過程中, 容易引起樣品的污染。

3.2 離子選擇電極(ISE)

離子選擇電極(Ion Selective Electrodes, ISE)法也是一種測定水中金屬離子活度的較為傳統(tǒng)的方法,該方法最大的優(yōu)勢是前處理步驟簡單, 樣品不需經(jīng)復雜處理。但是, 很長一段時間以來, 該方法在海水中的應用頗具爭議, Westall等[46]認為電極在海水中受到氯化物的影響產(chǎn)生了“超能斯特(Supernerstian)效應”, 所以該方法只適用于在金屬離子濃度較高的淡水中使用。自20世紀90年代后期開始, 有研究顯示一種輝銅銀電極(Jalpaite)可通過適當?shù)念A處理后(pre-conditioning), 用于測定海水中痕量金屬的活度[47-48]。隨后, 越來越多的實驗證明ISE可用于海水中離子活度的測定, 例如 Zirino等[49]用 Cu的ISE(Orion 94-29)測定的美國圣地亞哥灣近岸水的pCu = 12.2, 多次重復測定 pCu的誤差為±0.2。Rivera-Duarte和 Zirino[50]不僅測定了海水中 Cu的活度, 還嘗試通過加標滴定的方法, 使用ISE測定海水中與銅絡合的有機配體的絡合能力(complexing capacity)。最近, Niera等[51-52]使用ISE在美國圣地亞哥灣測定了海水和表層沉積物間隙水(porewater)中Cu的活度, 對船只數(shù)量對海灣中銅濃度的影響、以及底棲生物對銅污染響應等問題進行了一系列研究,這些研究都顯示了離子選擇電極作為一種實時快速的測試海水和間隙水中痕量金屬存在形態(tài)的測試方法的巨大潛力。

特別值得注意的是, 目前沉積物中間隙水中金屬離子活度的測定還是個難題, 因為間隙水基體復雜、樣品量少使得CLE-CSV法無法應用, 而ISE則顯示了它在該研究領域測試的優(yōu)勢。然而, 離子選擇電極測定海水中金屬離子活度的應用目前也還存在很多問題, 比如: 1)一種 ISE只能測定一種金屬, 目前研究較多的僅限于Cu, 其它金屬例如Fe、Pb、Cd等的研究較少[53]; 2)前期對電極的預處理比較復雜,要求高; 3)離子選擇電極耐用性較差, 會隨著時間溶解腐蝕, 在海水溶液中釋放銅離子, 從而改變?nèi)芤褐秀~離子的濃度; 4)在光線照射下, 測定結(jié)果的重復性也不好, 所以要在避光的環(huán)境下進行測定; 5)如果海水中銅離子濃度過高, 或者海水中有機物的絡合性太強, 都會影響標定曲線, 從而使最終的測定結(jié)果產(chǎn)生誤差等。

3.3 以DGT為代表的新型測試技術(shù)

因為傳統(tǒng)的測定方法都比較復雜, 所以, 目前國際上在研發(fā)一些新型測定方法,追求原位(in-situ)記錄活性金屬的濃度, 以及相對簡單的處理和分析過程, 以免引入不必要的誤差。其中, 以 “濃差擴散法(DGT)”為代表的一種新型測試技術(shù)開始受到廣泛的關注和應用[54-56]。DGT采用原位富集技術(shù), 主體為一個小的采樣器(sampler)中包含著兩層極薄的凝膠(hydrogel), 上層為擴散凝膠, 下層為樹脂(resin)凝膠, 上層凝膠外還覆有一層 0.45 μm孔徑的濾膜,將海水先進行過濾。DGT可直接投擲在海水樣品中,使采樣器中的樹脂凝膠與海水中金屬離子進行一定時間的絡合富集, 以測定水中的活性金屬濃度。該絡合反應是單向的, 動態(tài)的(kinetic-based), 無法達到平衡, 所以需要準確記錄反應時間以進行下一步的計算。該方法經(jīng)過近 20年的發(fā)展, 日趨成熟, 已經(jīng)被制作成商業(yè)成品進行廣泛的推廣和應用。

這類方法的優(yōu)點是簡單易行, 可同時測定多種金屬(Cu、Pb、Zn、Al、Fe、Mn、Ni、Cd), 而且還被制成板式形狀, 插入沉積物進行間隙水中活性金屬的測定。但是, 該方面存在的問題是: 1)與樹脂膠里絡合的那部分金屬到底是以哪個形態(tài)存在于水體中的還有頗爭議, 現(xiàn)暫時被稱為 DGT濃度(DGT concentration); 2)因為樹脂的絡合也是和天然有機配體絡合競爭的過程, 所以DGT濃度會受到海水中天然有機配體的強度和濃度的影響而變化; 3)該反應至少需要DGT與流動的海水樣品平衡24 h, 所以該采樣器的投放需要適宜的條件。

與 DGT法類似的一些方法也在研發(fā)中, 例如DMT法(Donnan membrane technique)[57,58], FTPLM和HFPLM法(flow-through and hollow fiber permeation liquid membranes)[59.60]等, 它們面臨著一些和DGT類似的問題和挑戰(zhàn), 在此不一一詳述。最近, 一種新型的超聲輔助金屬離子記錄儀(SAFIR)研制成功, 它能夠原位記錄海水中銅離子的濃度(10-15～10-9mol/L), 且只需要十分鐘的平衡時間, 該記錄儀操作簡單, 但目前只能用于測定海水中的銅離子[61]。雖然類似的新型測試方法還存在著種種不足, 但該領域是一個必然的發(fā)展趨勢, 將在未來日趨完善, 使得快速、準確的測定海水中的金屬存在形態(tài)成為可能。

4 總結(jié)

本文對目前國際上對海水中金屬存在形態(tài)及其分析方法的研究現(xiàn)狀做了比較詳細的介紹: 1)闡述了海水中痕量金屬存在形態(tài)的研究意義及其研究進展,重點介紹了鐵和銅; 2)介紹了有機絡合對金屬存在形態(tài)的重要影響, 有機絡合物的來源、性質(zhì)等的研究進展; 3)介紹了目前對海水中痕量金屬存在形態(tài)常用的分析方法、研究進展及其發(fā)展方向。

目前國際上正在進行的 GEOTRACES[37,62]的項目, 旨在提高人們對大洋中痕量金屬和同位素的研究和認識。到目前為止, 大洋中痕量金屬數(shù)據(jù)還很匱乏。GEOTRACES通過國際科學家們的通力合作, 必將為海洋中的痕量元素及其存在形態(tài)的研究提供更多準確的數(shù)據(jù), 使我們更好的了解金屬在海洋中的循環(huán)、以及它與海洋中重要的海洋生物物理化學過程的相互關系。

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