土壤-植物系統(tǒng)中重金屬遷移性的影響因素及其生物有效性評價方法

趙云杰，馬智杰，張曉霞，薛筱禪，歷夢穎，程雨薇，查同剛

（1.北京林業(yè)大學(xué) 水土保持學(xué)院教育部水土保持與荒漠化防治重點(diǎn)實(shí)驗室，北京 100083；2.中國水利水電科學(xué)研究院，北京 100038）

土壤-植物系統(tǒng)中重金屬遷移性的影響因素及其生物有效性評價方法

趙云杰1，馬智杰2，張曉霞1，薛筱禪1，歷夢穎1，程雨薇，查同剛1

（1.北京林業(yè)大學(xué) 水土保持學(xué)院教育部水土保持與荒漠化防治重點(diǎn)實(shí)驗室，北京 100083；2.中國水利水電科學(xué)研究院，北京 100038）

土壤-植物系統(tǒng)中重金屬遷移性取決于其在土壤中的化學(xué)形態(tài)、賦存狀態(tài)和土壤環(huán)境，反映土壤重金屬的污染程度和對生態(tài)環(huán)境及人體健康的危害；土壤重金屬生物有效性的評價方法研究，可為認(rèn)識土壤重金屬污染危害，修復(fù)重金屬污染土壤提供理論基礎(chǔ)。本文系統(tǒng)綜述了土壤理化性質(zhì)、重金屬特性、植物種類與根際效應(yīng)、人為活動及其它因素對土壤-植物系統(tǒng)中重金屬遷移性的影響機(jī)理；闡明了總量預(yù)測法、化學(xué)形態(tài)提取法、自由離子活度法和生物學(xué)評價等方法的應(yīng)用及其優(yōu)缺點(diǎn)，并對今后研究進(jìn)行了展望。

土壤-植物系統(tǒng)；重金屬；遷移性；生物有效性；評價方法

1 研究背景

土壤-植物系統(tǒng)中重金屬因其難降解，易富集，并通過食物鏈危及人體健康而成為當(dāng)今環(huán)境生態(tài)的研究熱點(diǎn)［1-2］。土壤重金屬總量可衡量重金屬富集的可能性，但不能表征元素在土壤中的存在狀態(tài)和遷移性，也不足以作為評估重金屬生物有效性的充分標(biāo)準(zhǔn)［1，3-5］。McCarty等［6］認(rèn)為重金屬生物有效性是一個包含兩個不同驅(qū)動機(jī)制的動態(tài)過程，即以物理化學(xué)作用驅(qū)動機(jī)制的解吸過程和以生理學(xué)作用為驅(qū)動機(jī)制的吸收過程。因此，生物有效性不僅受環(huán)境的影響，也受生物體自身物理、化學(xué)和生物學(xué)特性等方面的影響。單孝全等［7］認(rèn)為重金屬遷移性研究應(yīng)涵蓋重金屬的土壤環(huán)境有效性，生物有效性和毒理有效性及重金屬在土壤、生物膜和生物組織內(nèi)的遷移轉(zhuǎn)化過程等。土壤環(huán)境有效性包括重金屬總量，重金屬形態(tài)以及影響重金屬形態(tài)轉(zhuǎn)化的土壤pH值，粒徑組成和有機(jī)質(zhì)含量等；生物有效性主要包括重金屬在生物體內(nèi)的分配、代謝過程及重金屬的積累效應(yīng)；毒理效應(yīng)主要研究生物組織內(nèi)，重金屬累積到一定含量時產(chǎn)生的毒害等。本文系統(tǒng)綜述土壤-植物系統(tǒng)總金屬遷移性的影響因素，闡述土壤重金屬生物有效性主要評價方法及其優(yōu)缺點(diǎn)，揭示重金屬在土壤-植物系統(tǒng)中的行為特性，可為深入認(rèn)識土壤重金屬污染危害，探討土壤重金屬污染修復(fù)等提供理論參考。

2 土壤-植物系統(tǒng)中重金屬的遷移

2.1土壤重金屬的特征

2.1.1 土壤中重金屬的總量與來源 大量研究表明土壤重金屬的總量與其在土壤中的各種狀態(tài)之間多表現(xiàn)為顯著相關(guān)。如土壤中的銅含量顯著相關(guān)于水溶態(tài)和可交換態(tài)二價銅離子，并且直接影響到銅離子的活度［8］。

金屬元素的化學(xué)形態(tài)與土壤重金屬的來源密切相關(guān)。比較而言，污灌和污泥施用導(dǎo)致的重金屬污染，碳酸鹽結(jié)合態(tài)和交換態(tài)重金屬離子含量往往高于重金屬化合物的直接輸入［9-10］。而各種化學(xué)試劑特別是有機(jī)試劑如螯合物的添加，可導(dǎo)致重金屬活性的增強(qiáng)。另外，不同種類外源重金屬添加導(dǎo)致的效應(yīng)也有所差異，如外源鎘可導(dǎo)致污染土壤中有機(jī)結(jié)合態(tài)鎘下降，而殘留態(tài)和交換態(tài)上升，而外源銅、鉛和鋅的添加將引起鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)的增加［11］。

2.1.2 土壤中重金屬的形態(tài) 重金屬與土壤不同組分如黏粒、有機(jī)物等結(jié)合方式不同，其可移動性和遷移特征往往有所不同，因此常依據(jù)不同組分的結(jié)合方式劃分重金屬的化學(xué)形態(tài)。土壤中重金屬在各種復(fù)雜的物理化學(xué)和生物化學(xué)過程作用下，形成了與多種物質(zhì)、以多種方式相結(jié)合的不同形態(tài)的重金屬，其可遷移性和生物有效性也截然不同［12］?；谕寥乐亟饘倥c不同組分的結(jié)合方式和溶解特性，用一系列提取劑分別提取出對應(yīng)形態(tài)的重金屬，稱為連續(xù)提取法。其中應(yīng)用最廣泛的Tessier法，依據(jù)提取劑和提取方法的不同，將土壤中總金屬分為可交換態(tài)、碳酸鹽結(jié)合態(tài)、鐵錳結(jié)合態(tài)、有機(jī)結(jié)合態(tài)和殘留態(tài)（即硅酸鹽態(tài)，又稱殘渣態(tài)）［13］。相對而言，交換態(tài)和碳酸鹽結(jié)合態(tài)遷移能力較強(qiáng)，更容易被生物吸收。

2.1.3 重金屬元素的復(fù)合污染 與其他離子相似，土壤重金屬離子間具有加和、拮抗和協(xié)同等交互作用，使土壤-植物系統(tǒng)中土壤重金屬的生物有效性發(fā)生改變。加和作用和協(xié)同作用都導(dǎo)致土壤重金屬的活性高于單一重金屬。研究表明添加鉛可增強(qiáng)黑麥草根系對營養(yǎng)液中鎘的吸收，同時鐵的吸收量也上升［14］。拮抗作用可導(dǎo)致重金屬活性的下降和生物有效性的減弱，如鎳和鋅互相降低對方在超富集植物體內(nèi)的吸收量［15］。重金屬復(fù)合污染與重金屬濃度具有一定關(guān)系，如土壤溶液中鎘、鋅的交互作用與濃度密切相關(guān)，鎘濃度高時能提高鋅的生物有效性，而鋅濃度高將抑制鎘的生物有效性［16］。

2.2植物對重金屬遷移的影響

2.2.1 植物種類 不同植物對重金屬吸收能力具有差異。具體可分為兩個角度：同種植物對不同重金屬和不同種植物對同種重金屬。Janssen等按植物吸收金的能力將植物分為四類：定量植物、半定量植物、近背景植物、背景植物。一些具有超強(qiáng)吸附能力的植物被稱為超富集植物（Hyper-accumula?tor），其吸收能力可達(dá)到一般植物的100倍甚至更多［17］。另外，植物體內(nèi)的各種氨基酸也會對植物吸收重金屬的能力產(chǎn)生重要影響。

2.2.2 根際效應(yīng) 根際特殊的pH值和氧化還原特性將影響根際土壤重金屬的離子形態(tài)，改變其生物有效性，對重金屬植物吸收產(chǎn)生重要影響［18］。根系脫落物分解轉(zhuǎn)化、根系分泌物等可以促進(jìn)或降低金屬離子的生物有效性，如Casano等研究發(fā)現(xiàn)，在非根際以可遷移態(tài)存在的重金屬，在根際可能轉(zhuǎn)化為殘渣態(tài)，分析認(rèn)為根際特殊的pH值和氧化還原電位可能導(dǎo)致遷移能力強(qiáng)的重金屬轉(zhuǎn)化為絡(luò)合態(tài)或鐵錳結(jié)合態(tài)，失去生物有效性［19］。

2.3影響重金屬遷移的土壤和環(huán)境因子

2.3.1 土壤pH 土壤pH對土壤重金屬生物有效性影響機(jī)理主要存在于兩個方面，一是土壤酸堿性決定土壤中各種物質(zhì)的形態(tài)、溶解度及其有效性，二是土壤pH影響各離子在固相土粒上的專性吸附［8］。隨土壤pH升高，土壤陽離子交換量上升，重金屬陽離子的吸附量和吸附能力加強(qiáng)，研究發(fā)現(xiàn)當(dāng)pH自4.5上升到5.0時，酸性砂土對鎘的吸附增加了一倍［20］。另外，土壤pH值對重金屬離子活度有顯著影響，研究發(fā)現(xiàn)當(dāng)土壤pH值從3.9升高到6.6時，土壤有機(jī)銅比例由30%增加到接近100%［21］，但H+和金屬離子在吸附點(diǎn)位上的競爭可能導(dǎo)致重金屬生物有效性隨酸性增加而下降［22］。另外，土壤pH也可通過影響土壤微生物的生命活動從而影響土壤中重金屬離子向植物體的遷移過程。

2.3.2 土壤有機(jī)質(zhì)含量 土壤有機(jī)質(zhì)是土壤中一切有機(jī)物質(zhì)的總稱，土壤有機(jī)質(zhì)不僅可協(xié)調(diào)土壤理化性質(zhì)，改善土壤的肥力狀況，而且可與土壤中各種重金屬離子發(fā)生絡(luò)合反應(yīng)，改變重金屬的賦存形態(tài)。土壤有機(jī)質(zhì)通過絡(luò)合作用降低重金屬有效性方面的研究結(jié)果表明：（1）添加有機(jī)質(zhì)可顯著增強(qiáng)土壤膠體對重金屬離子的專性吸附，極大地降低重金屬離子的濃度和活性［23］；但也有學(xué)者研究發(fā)現(xiàn)這種改變依賴于腐殖酸在固相上的吸附和重金屬－腐殖酸絡(luò)合物的溶解度等因素［24］。（2）土壤有機(jī)質(zhì)添加可能改變土壤中重金屬的形態(tài)分布，增加重金屬的生物有效性。如添加土壤有機(jī)質(zhì)到砂壤土后，可遷移態(tài)的鎘增加了1倍，而固定態(tài)的重金屬下降了6%［25］。另外也有研究表明有機(jī)質(zhì)含量增加可能導(dǎo)致碳酸鹽結(jié)合態(tài)重金屬的減少，這可能與有機(jī)酸對碳酸鹽的溶解作用有關(guān)［26］。但有一個矛盾的發(fā)現(xiàn)是有機(jī)質(zhì)添加對土壤-植物系統(tǒng)中重金屬活性影響不顯著［27］，可溶性有機(jī)物被認(rèn)為與這一矛盾現(xiàn)象密切相關(guān)，而高分子的有機(jī)物可形成有機(jī)無機(jī)復(fù)合膠體，吸附重金屬，降低其活性［28］。

2.3.3 黏粒含量 黏土礦物主要通過離子交換作用吸附溶液中的重金屬［29］，對植物吸收重金屬產(chǎn)生重要影響。土壤質(zhì)地與土壤中交換態(tài)重金屬含量密切相關(guān)，土壤黏粒含量高時，土壤中固定態(tài)重金屬比例較高，土壤重金屬生物有效性較低。統(tǒng)計分析表明，增加土壤黏粒這個變量，可顯著提高土壤中植物體重金屬含量與土壤可遷移態(tài)重金屬含量之間的相關(guān)系數(shù)。研究發(fā)現(xiàn)黑麥草幼苗主要吸收交換態(tài)、吸附態(tài)的鉛和鎘，有機(jī)結(jié)合態(tài)對植物也具有一定的潛在影響［30-31］。在決定土壤中重金屬的生物有效性方面，黏土同有機(jī)質(zhì)的地位相近。

2.3.4 人為活動 人為活動可通過改變土壤組分或理化性質(zhì)對土壤重金屬的生物有效性產(chǎn)生影響。土壤耕作將改變土壤孔隙和密度等物理性質(zhì)，導(dǎo)致有機(jī)物質(zhì)的分解轉(zhuǎn)化，改變土壤中重金屬的賦存形態(tài)和生物有效性［32］。長期連作可能使土壤有機(jī)物質(zhì)的組成發(fā)生改變，進(jìn)而改變重金屬的活性［24］。施肥和土壤改良也會改變土壤重金屬的遷移能力，如在酸性土壤中添加石灰可降低植物中代換性重金屬的含量［21］，其機(jī)理一方面是pH值的改變影響了重金屬的形態(tài)，另一方面大量鈣的輸入抑制了土壤重金屬的活性［17］。

化學(xué)試劑添加可促進(jìn)植物對重金屬的吸收。如富含有機(jī)酸的土壤改良劑施入土壤，可能導(dǎo)致固相土壤中的結(jié)合態(tài)重金屬通過螯合作用解吸出來。Huang等對土壤中鉛污染研究表明，螯合劑可螯合土壤中的鉛，促進(jìn)其被植物吸收，不同螯合劑活化能力表現(xiàn)為EDTA＞HEDTA＞DTPA＞EGTA＞ED?DHA［33］。有機(jī)酸也可能通過螯合作用，將土壤重金屬吸附在植物的根部，提高重金屬進(jìn)入植物體的可能性［8］。

2.3.5 其它因子 土壤污染的時間和土壤溫度等對重金屬生物有效性也會產(chǎn)生影響。如重金屬的形態(tài)分布需要經(jīng)歷一定時間后才會達(dá)到一種相對的動態(tài)平衡狀態(tài)，同時重金屬吸附-解吸等過程也需要一定的時間［4］。土壤溫度和水分含量都將影響土壤有機(jī)物的分解速率，植物吸收養(yǎng)分等生命活動也需要適宜的環(huán)境溫度下進(jìn)行［8］。此外，土壤陽離子交換量隨pH值、土壤質(zhì)地、有機(jī)質(zhì)的變化而變化，從而影響重金屬的吸附量，對重金屬元素生物有效性產(chǎn)生影響［3］。

3 重金屬生物有效性的評價方法

3.1總量預(yù)測法土壤重金屬總量是土壤中重金屬的總?cè)萘?，與土壤重金屬各種形態(tài)間具有密切關(guān)系，在衡量污染程度方面具有不可替代的作用。如土壤中鎘的全量與可遷移態(tài)之間顯著相關(guān)，據(jù)此可建立回歸方程并得到了有效性驗證［34］。盡管不能用總量直接表征土壤-植物系統(tǒng)中重金屬的生物有效性，但構(gòu)建總量和不同形態(tài)重金屬之間的數(shù)學(xué)模型，不失為簡單有效的預(yù)測方法，使采用重金屬總量評價土壤重金屬生物有效性具有了較強(qiáng)的科學(xué)前景。

3.2形態(tài)分析法土壤-植物系統(tǒng)中重金屬生物有效性評價最常用的方法就是依據(jù)不同形態(tài)重金屬特性，采用不同的試劑，提取出對應(yīng)形態(tài)的重金屬，據(jù)此含量進(jìn)行評價［8-12］?；瘜W(xué)提取法的關(guān)鍵是提取劑和提取方法的篩選，以及提取結(jié)果與重金屬生物吸收量之間的合理性分析。

3.2.1 土壤重金屬的形態(tài)分析 根據(jù)操作過程，可將土壤重金屬形態(tài)分離方法分為單獨(dú)提取法和連續(xù)提取法。單獨(dú)提取法又稱一步提取法，即采用特定的提取劑提取土壤重金屬的對應(yīng)形態(tài)。一步提取法主要被用于評價某些重金屬的污染機(jī)制，如確定重金屬元素的可遷移性，了解施肥過程中重金屬形態(tài)轉(zhuǎn)變和生態(tài)毒性評估等。目前很多國家已接受一步提取法為重金屬有效性評價的標(biāo)準(zhǔn)方法（表1）。

連續(xù)提取法是根據(jù)不同形態(tài)重金屬的理化性質(zhì)，把一種或一組被測定物質(zhì)進(jìn)行分類提取的過程［35］。其中最權(quán)威和應(yīng)用最廣泛的為Tessier和BCR兩種連續(xù)提取法（表2）。相對于Tessier五步提取法，BCR法提取物包括弱酸溶態(tài)、可還原態(tài)（氧化態(tài)）、可氧化態(tài)（還原態(tài)）和殘余態(tài)等共4中形態(tài)［12］。歐共體標(biāo)準(zhǔn)局BCR結(jié)合以上兩種方法，提出了只包含弱酸提取態(tài)、氧化態(tài)和還原態(tài)的三步提取法［3-8］。

3.2.2 植物體重金屬的形態(tài)分析 總體而言，植物樣品中重金屬形態(tài)可劃分為有機(jī)態(tài)和無機(jī)態(tài)。國內(nèi)外研究者根據(jù)不同形態(tài)重金屬溶解性的不同，采取多種有機(jī)、無機(jī)溶劑，提取植物樣品中不同形態(tài)的重金屬（表3），并以此探討植物體中重金屬含量、形態(tài)等與土壤重金屬形態(tài)間的關(guān)系，揭示重金屬在土壤-植物連續(xù)體中的遷移轉(zhuǎn)化規(guī)律［16-18］。

表1 一些歐洲國家的標(biāo)準(zhǔn)化提取方法

表2 Tessier法和BCR法的對比［7-9］

表3 植物樣品中重金屬形態(tài)及其提取劑

3.3自由離子活度法（道南膜平衡法，DMT）電解質(zhì)溶液中參與電化學(xué)反應(yīng)的離子的有效濃度稱為離子活度，土壤溶液中重金屬的化學(xué)形態(tài)對其離子活度具有直接的影響，進(jìn)而影響重金屬元素的遷移能力。道南膜平衡技術(shù)基于膠體化學(xué)中關(guān)于半透膜兩側(cè)電解質(zhì)平衡濃度關(guān)系的理論，采用低濃度的電解質(zhì)溶液，可準(zhǔn)確測定重金屬離子的活度［10］，衡量和評價重金屬在土壤-植物連續(xù)體中的遷移能力。該方法可同時測定多種元素，在土壤重金屬的生物有效性評價方面具有廣闊的應(yīng)用前景［36］。

3.4生物學(xué)評價法生物學(xué)評價方法最直觀，常見的如生物/微生物指示法、植物/土壤樣品檢測法、指示動物（如蚯蚓等）監(jiān)測法等［37］，目前應(yīng)用最廣泛的有植物指示法和微生物性學(xué)評價法。

3.4.1 植物指示法 植物指示法的思路是以某些對重金屬具有專性吸附的植物種類為指示植物，以植物體的重金屬與土壤重金屬總量的比值為指標(biāo)，評價土壤中重金屬被植物吸收的可能性［38］。由于指示植物種類、組織部位、生長階段等對不同重金屬元素的吸收和富集特征的差異，指示植物的選擇及其使用范圍是該方法科學(xué)性的關(guān)鍵因素［37］。目前多選用黑麥幼苗作為指示植物［26］。

3.4.2 微生物學(xué)評價法 土壤中各種物理化學(xué)和生物化學(xué)過程都需要微生物的參與，因此涉及土壤微生物數(shù)量和活性及其生理生化特性的各項指標(biāo)均可用來評價土壤重金屬的生物化學(xué)效應(yīng)［39］。但由于微生物區(qū)系組成和數(shù)量在不同土壤系統(tǒng)中的差異性，以及微生物指標(biāo)本身的變異特性，使評價結(jié)果之間往往不具有很高的可比性，同時微生物提取與測試方法本身的不確定性制約了微生物方法的廣泛應(yīng)用［40］。對于生態(tài)系統(tǒng)而言，不同生物受重金屬毒害的程度和外在表現(xiàn)又各不相同，因此目前生物學(xué)評價法主要應(yīng)用在個體和種群層次上［41］，生物受體選擇是微生物評價法的關(guān)鍵問題。另外，微生物學(xué)指標(biāo)與土壤性質(zhì)及環(huán)境條件密切相關(guān)，重金屬形態(tài)變化與微生物指標(biāo)間的耦合關(guān)系應(yīng)為微生物評價指標(biāo)研究的重點(diǎn)［42］。

4 結(jié)論與展望

土壤-植物系統(tǒng)中重金屬遷移能力既取決于重金屬元素、土壤、植物和植物特性，同時是生態(tài)環(huán)境和時間等多因子綜合作用下的結(jié)果，具有典型的時間和空間變化特征。區(qū)域性、臨時性的室外采樣分析測試和室內(nèi)模擬可揭示重金屬含量、形態(tài)及遷移能力在土壤-植物系統(tǒng)中的現(xiàn)狀和短期波動，但不能有效闡明重金屬大空間尺度的分布及動態(tài)變化。因此，有必要按照重金屬在較大空間尺度上分布規(guī)律，布設(shè)一定數(shù)量的長期定位連續(xù)監(jiān)測樣點(diǎn)，將有助于揭示重金屬在土壤-植物系統(tǒng)中遷移能力的影響因素和作用機(jī)理。

土壤-植物系統(tǒng)中重金屬的生物有效性評價涉及2個基本方面：一方面，重金屬及其賦存形態(tài)的測定；（2）重金屬遷移能力及其毒性評價。當(dāng)前重金屬形態(tài)分析測定存在一步提取法和三步、四步和五步等連續(xù)提取法，各提取形態(tài)間既相互聯(lián)系又分別有不同的對應(yīng)組分與性質(zhì)。多種方法共存導(dǎo)致評價結(jié)果的相互矛盾或不可比擬。另一方面，重金屬在土壤-植物系統(tǒng)中的遷移轉(zhuǎn)化及生態(tài)毒性，是土壤、植物、環(huán)境及微生物等綜合作用的結(jié)果，當(dāng)前采用的主要方法：①依據(jù)各提取形態(tài)計算生物可利用性；②依據(jù)生物活性系數(shù)（MF）計算生物有效性；③依據(jù)遷移系數(shù)（M）計算遷移能力；④采用綜合污染指數(shù)等。以上評價方法雖然在一定程度上反應(yīng)了重金屬的生物有效性，但未能很好地實(shí)現(xiàn)物理、化學(xué)、生物學(xué)方法與植物本身生物生理特性的有機(jī)融合，各方法間的相互關(guān)系及評價結(jié)果的實(shí)效性，有待進(jìn)一步深入研究。

［1］ Janssen C R，Hejierck G G，Schamphelaere K A C D，et al.Environmental risk assessment of metal：tools for in?corporating bioavailability［J］.Environment International，2003，28：793-800.

［2］ 楊煒林，祖艷群，李元.土壤重金屬化學(xué)形態(tài)的空間異質(zhì)性及其影響因素研究［J］.云南農(nóng)業(yè)大學(xué)學(xué)報，2007，22（6）：912-916.

［3］ Neuman D R，Brown P J，Stuart R，et al.Metals associated with acid rock drainage and their effect on fish health and ecosystems［J］.Ecosystems，2014，DOI：10.1002/9781118749197.ch13.

［4］ 王慶仁，崔巖山，董藝婷.植物修復(fù)重金屬污染土壤整治有效途徑［J］.生態(tài)學(xué)報，2007，21（2）：326-331.

［5］ 陳秀玲，張文開，李明輝，等.中國土壤重金屬污染研究簡述［J］.云南地理研究，2009，21（6）：8-13.

［6］ Mccarty L S，Mackay D.Enhancing eco-toxicological modeling and assessment，body residues and modes of ac?tion［J］.Environmental Science and Technology，1993，27：1719-1728.

［7］ 單孝全，王仲文.形態(tài)分析與生物可給性［J］.分析實(shí)驗室，2001，20（6）：103-107.

［8］ Salbu B，Krekling T，Oughton D H.Characterization of radioactive particles in the environment［J］.Analyst. 1988，123：843-849.

［9］ 胡文，王海燕，查同剛，等.北京市涼水河污灌區(qū)土壤重金屬累積和形態(tài)分析［J］.生態(tài)環(huán)境，2008，17（4）：1491-1497.

［10］ 王麗平，章明奎.不同來源重金屬污染土壤中重金屬的釋放行為［J］.環(huán)境科學(xué)研究，2007，20（4）：134-138.

［11］ 高軍俠，黨宏斌，姜靈彥，等.礦區(qū)周圍農(nóng)田土壤重金屬銅鋅鉛污染及生物效應(yīng)分析［J］.中國農(nóng)學(xué)通報，2013，29（26）：137-141.

［12］ 林親鐵，朱偉浩，陳志良，等.土壤重金屬的形態(tài)分析及生物有效性研究進(jìn)展［J］.廣東工業(yè)大學(xué)學(xué)報，2013，30（2）：113-118.

［13］ Tessier A，Campbell P G C，Bisson M.Sequential extraction procedure for the speciation of particulate trace met?als［J］.Analyst Chemistry，1979，51：844-851.

［14］ 徐衛(wèi)紅，王宏信，王正銀，等.重金屬富集植物黑麥草對鋅、鎘復(fù)合污染的響應(yīng)［J］.中國農(nóng)學(xué)通報，2006，22（6）：365-368.

［15］ Blaser P，Zimmermann S，Luster J，et al.Critical examination of trace element enrichments and depletions in soils：As，Cr，Cu，Ni，Pb and Zn Environmental in Swiss forest soils［J］.The Science of the Total Environmen?tal，2000，249：257-280.

［16］ 劉霞，劉樹慶，唐兆宏.河北主要土壤中Cd、Pb形態(tài)與油菜有效性的關(guān)系［J］.生態(tài)學(xué)報，2002，22（10）：1688-1694.

［17］ Kendir E，Kentel E，Sanin F D.Evaluation of heavy metals and associated health risks in a metropolitan wastewa?ter treatment plant's sludge for its land application［J］.Human and coloical risk assessment，2013，1：1631-1643.

［18］ 章明奎，方利平，周翠.污染土壤重金屬的生物有效性和移動性評價：四種方法比較［J］.應(yīng)用生態(tài)學(xué)報，2006，17（8）：1501-1504.

［19］ Casano L M，Martin M，Sbater B.Sensitivity of superoxide dismutase transcript levels and activities to oxidative stress is lower in mature-senescent than in young barley leaves［J］.Plant Physiology，1994，106：1033-1039.

［20］ Valles-Aragón M C，Olmos-Márquez M A，Llorens E，et al.Redox potential and pH behavior effect on arsenic removal from water in a constructed wetland mesocosm［J］.Environmental Progress&Sustainable Energy，2014，33（4）：1332-1339.

［21］ Bermond A.Limits of sequential extraction procedures re-examined with emphasis on the role of H ion reactivity［J］.AnalyticaChimicaActa.2001，445（1）：79-88．

［22］ Temminghoff E，Plettte A，Van R，et al.Determination of the chemical speciation of trace metals in aqueous sys?tems by the WageningenDonnan Membrane Technique［J］.AnalyticaChimicaActa，2000，417：149-157.

［23］ Lim J E，Ahmad M，Lee S S，et al.Effects of Lime-based waste materials on immobilization and phytoavailabili?ty of Cadmium and Lead in contaminated soil.Clean-soil，air，water，2013，41（12）：1235-1241.

［24］ Voegelin A，Barmettler K，Kretzschmar R.Heavy metal release from contaminated soils：Comparison of column leaching and batch extraction results［J］.Journal of Environmental Quality，2003，32：865-875.

［25］ McGrath S P，Zhao F J，Lombi E.Phytoremediation of metals，metalloids，and radionuclides［J］.Advances in Agronomy，2002，75：1-55.

［26］ Gupta A，Singha L C.Inhibition of P S H activity by copper an ire effect on spectral properties on intact cells in Anacystisnidulans［J］.EnuironExper Botany，1995，35：435-437.

［27］ 劉霞，劉樹慶.土壤重金屬形態(tài)分布特征與生物效應(yīng)的研究進(jìn)展［J］.農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報2006，25（S1）：407-410.

［28］ Weng L P，Van R W H，Temminghoff E J M.Kinetic aspects of donnanmembrance technique for measuring free trace cation concentration［J］.Analytical Chemistry，2005，77（9）：2672-2681.

［29］ Brown G E，F(xiàn)oster A L，Ostergren J D.Mineral surfaces and bioavailability of heavy metals：A molecular-scale perspective［J］.Process Nature of Academic Science，1996：3388-3395.

［30］ Wu C N，Wang Y，Zhao L.The speciation characteristics of heavy metals pollutants along highway in Shanghai-Nanjing（Zheniang segment）［J］.Environmental Chemistry，2004，23（4）：465-466.

［31］ 郭觀林，周啟星.土壤-植物系統(tǒng)復(fù)合污染研究［J］.應(yīng)用生態(tài)學(xué)報，2003，14（5）：823-828.

［32］ 姜理英，楊肖娥，石偉勇.植物修復(fù)技術(shù)中有關(guān)土壤重金屬活化機(jī)制的研究進(jìn)展［J］.土壤通報2003，34（2）：154-157.

［33］ Huang J W，Chen J，Berti W B，et al.Phytoremediation of lead-contaminated soils：Role of synthetic chelates in lead phytoextraction［J］.Environmental Science and Technology，1997，31：800-805.

［34］ 高懷友.基于食品安全的區(qū)域土壤環(huán)境質(zhì)量評價方法研究與信息系統(tǒng)開發(fā)［M］.天津：南開大學(xué)博士論文，2005.

［35］ 王亞平，黃毅，王蘇明，等.土壤和沉積物中元素的化學(xué)形態(tài)及其順序提取法［J］.地質(zhì)通報，2005，24（8）：728-734.

［36］ Nolan A L，Mclaughlin M J，Masno S D.Chemical Speciation of Zn，Cd，Cu and Pb in pore waters of agricultural and contaminated soils using Donnandialysis［J］.Environmental Science and Technology，2003，37（1）：90-98.

［37］ 劉玉榮，黨志，尚愛安.污染土壤中重金屬生物有效性的植物指示法研究［J］.環(huán)境污染與防治，2003，25（4）：215-217.

［38］ 夏家淇，駱永明.關(guān)于土壤污染的概念和3類評價指標(biāo)的探討［J］.生態(tài)與農(nóng)村環(huán)境學(xué)報，2006，22（1）：87-90.

［39］ 劉晶，滕彥國，崔艷芳，等.土壤重金屬污染生態(tài)風(fēng)險評價方法綜述［J］.環(huán)境監(jiān)測管理與技術(shù)，2007，19（3）：6-11.

［40］ 姜利兵，張建強(qiáng).土壤重金屬污染的形態(tài)分析及生物有效性探討［J］.工業(yè)安全與環(huán)保，2007，33（2）：4-6.

［41］ Courtne R，Harris J A，Pawlett M，Microbial community composition in a rehabilitated bauxite residue disposal area：A case study for improving microbial community composition［J］.Restoration Ecology，2012，22（6）：798-805.

［42］ Kozak L，Niedzielski P，Lorenc S.Bioaccumulation of metals and metalloids in medicinal plant Ipomoea pes-cap?raefrom areas impacted by tsunami［J］.Environmental toxicology and chemistry.2014，DOI：10.1002/etc.2794.

Influencing factors of heavy metal mobility and evaluating methods of heavy metal bioavailability in soil-plant system

ZHAO Yunjie1，MA Zhijie2，ZHANG Xiaoxia1，XUE Xiaochan1，
LI Mengying1，CHENG Yuwei，ZHA Tonggang1

The mobility of soil heavy metals in soil-plant system depends on their specific chemical forms，binding states and soil environments，which reflects the degree of soil contamination and corresponding haz?ards to eco-environment and human health.Studies on theevaluating methods of soil heavy metal bioavail?ability help to realize the risk of soil heavy metal pollution and provide theoretical bases for soil remedia?tion.In this paper，the influencing mechanisms of soil physic-chemical character，properties of heavy met?als，plant species and rhizosphere effect，human activity and other factors on heavy metal bio-availability in soil-plant system are summarized.The application，advantages and disadvantages of the total prediction method，chemical extraction procedure，F(xiàn)ree-ion Activity Model and biological evaluation method are sys?tematically summarized.Finally，some problems and development in the future in terms of heavy metal mo?bility and bio-availability in soil-plant system are put forward.

soil-plant system；heavy metal；mobility；bioavailability；evaluating method

：Adoi：10.13244/j.cnki.jiwhr.2015.03.004

1672-3031（2015）03-0177-07

（責(zé)任編輯：韓 昆）

中央高?；究蒲袠I(yè)務(wù)費(fèi)專項（BLYX200925，TD201103）；國際科技合作專項（2012DFA60830）

趙云杰（1968-），男，山東安丘人，主要從事水土保持相關(guān)研究。E-mail：zhaoyunjie0421@sina.com