土壤中重金屬生物有效態(tài)的研究

張慶泉

（1.江蘇環(huán)保產(chǎn)業(yè)技術(shù)研究院股份公司，江蘇 南京 210000；2.南京南大和創(chuàng)環(huán)境修復(fù)研究院有限公司，江蘇 南京 210000）

引言

土壤中重金屬的生物有效態(tài)也被稱為生物可利用態(tài)，指的是土壤中移動(dòng)性較高且最容易被作物吸收利用的那部分形態(tài)，通常在土壤中以溶解態(tài)形式存在，其只占土壤中金屬總量的一部分。以生物有效態(tài)金屬濃度為基礎(chǔ)比總量更能反映出實(shí)際的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)，也有利于進(jìn)行土壤環(huán)境質(zhì)量評(píng)價(jià)，能為土壤修復(fù)治理提供了更準(zhǔn)確有效的技術(shù)支撐。

研究發(fā)現(xiàn)，土壤中生物有效態(tài)金屬含量不僅與土壤環(huán)境中重金屬總量有關(guān)，還與土壤理化性質(zhì)（pH、有機(jī)碳含量、陽(yáng)離子代換量等）相關(guān)。同時(shí)，植物從土壤中吸收重金屬并在自身累積的過程也與重金屬在土壤-溶液-根系界面上的遷移擴(kuò)散、氧化還原、離子間競(jìng)爭(zhēng)作用、根際環(huán)境等多種因素的影響有關(guān)[1]。

1 土壤中重金屬生物有效態(tài)的提取方法

1.1 化學(xué)浸提法

化學(xué)浸提法是指用不同的提取劑來(lái)浸提土壤中的重金屬。研究認(rèn)為，0.01 mol/L 的CaCl2溶液能通過Ca2+的離子交換作用有效地提取土壤中的生物有效態(tài)金屬；硝酸、醋酸等其他化學(xué)提取劑也常被用來(lái)提取土壤中的有效態(tài)金屬，歐盟標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)局公示的BCR連續(xù)提取法就采用醋酸作為提取可交換態(tài)金屬的第一級(jí)提取劑，而0.43 mol/L 的HNO3近年來(lái)也被國(guó)際標(biāo)準(zhǔn)組織認(rèn)為是提取土壤中總有效態(tài)金屬的標(biāo)準(zhǔn)方法（ISO17586:2016）；此外，Mehlich-3 通用浸提法（M3）采用螯合劑與弱酸的混合溶液來(lái)提取土壤中可交換態(tài)、部分碳酸鹽結(jié)合態(tài)和有機(jī)結(jié)合態(tài)的重金屬含量，現(xiàn)已有多項(xiàng)研究證明M3 提取法獲得的生物有效態(tài)重金屬含量與植物體內(nèi)重金屬富集量間具有較好的相關(guān)性[2]。

1.2 光譜分析技術(shù)

由于傳統(tǒng)的原子吸收光譜、等離子體光譜、紅外光譜、紫外-可見吸收光譜等方法不能直接檢測(cè)土壤中重金屬的形態(tài)，需要通過化學(xué)提取法等對(duì)土壤樣品進(jìn)行前處理再進(jìn)行檢測(cè)。但伴隨現(xiàn)代儀器分析技術(shù)的進(jìn)步，能夠用于鑒定重金屬形態(tài)的新光譜分析技術(shù)已經(jīng)出現(xiàn)，20 世紀(jì)80 年代發(fā)展起來(lái)的高光譜遙感技術(shù)通過獲得土壤有機(jī)碳、鐵氧化物、黏土礦物、錳氧化物、碳酸鹽礦物等金屬吸附物對(duì)光譜曲線的影響來(lái)量化土壤中的不同重金屬形態(tài)，并通過高光譜分辨率和連續(xù)的光譜波段進(jìn)一步預(yù)測(cè)土壤中的有效態(tài)重金屬含量。國(guó)內(nèi)有研究者利用此技術(shù)對(duì)北京地區(qū)農(nóng)用地土壤重金屬的生物有效態(tài)含量進(jìn)行分析，結(jié)果表明光譜特征土壤中獲得的重金屬含量與光譜曲線之間存在較強(qiáng)的相關(guān)性[3]。由于土壤環(huán)境復(fù)雜，使得高光譜遙感技術(shù)的精確度往往較低；截至目前，高光譜遙感技術(shù)在土壤中生物有效態(tài)重金屬濃度檢測(cè)方面的應(yīng)用還處于探索階段。

1.3 薄膜梯度擴(kuò)散技術(shù)（DiffusioGradient in Thin-films,DGT）

近年來(lái)，也有研究利用AGNES（Absence of Gradients and Nernstian Equilibrium Stripping）和道南膜技術(shù)（Donnan Membrane Technique，DMT）等直接測(cè)定土壤中自由態(tài)金屬離子的濃度，但這兩種方法對(duì)環(huán)境條件和適用金屬有所要求，使用范圍有限，具有局限性。而近年來(lái)發(fā)展起來(lái)的DGT 技術(shù)可被用于測(cè)定原位土壤環(huán)境中的生物有效態(tài)重金屬濃度，DGT 技術(shù)的核心裝置由過濾膜、擴(kuò)散膜和吸附膜三部分組成，通過測(cè)定一定時(shí)間內(nèi)穿過一定厚度擴(kuò)散膜的金屬離子濃度，從而計(jì)算出該金屬在特定介質(zhì)中的生物有效態(tài)含量。DGT 技術(shù)最初被運(yùn)用于水環(huán)境中，現(xiàn)在逐漸應(yīng)用于土壤環(huán)境中。

在一項(xiàng)研究中，使用EDTA、0.01 mol/L 的CaCl2和DGT 技術(shù)等多種方法提取土壤中的生物有效態(tài)Cd濃度，并將其與大米中的Cd 富集量進(jìn)行相關(guān)性分析，結(jié)果顯示，DGT 提取到的有效態(tài)Cd 含量與大米Cd富集量之間的相關(guān)性比其他化學(xué)提取方法更好（R2=0.585 4），因此，DGT 提取法具有預(yù)測(cè)水稻富集土壤中有效態(tài)Cd 的潛力。Bade 等利用DGT 技術(shù)成功預(yù)測(cè)了土壤中有效態(tài)Pb、Zn 和Cu 等多種金屬對(duì)蚯蚓的毒性效應(yīng)[4]；魏天嬌等利用DGT 技術(shù)比較了菠菜在不同Cd 濃度下富集Cd 能力的影響，結(jié)果顯示，DGT 技術(shù)在低濃度Cd 時(shí)可以較好地模擬菠菜對(duì)Cd的富集情況[5]。

1.4 預(yù)測(cè)模型

除了以上方法外，模型同樣可以被用來(lái)預(yù)測(cè)土壤中有效態(tài)金屬的含量。傳統(tǒng)的經(jīng)驗(yàn)式模型是將土壤中重金屬濃度與生物富集重金屬的量進(jìn)行相關(guān)性擬合，但此方法往往受到金屬種類、土壤理化性質(zhì)、耕作制度和作物種類等因素的影響，并且傳統(tǒng)的經(jīng)驗(yàn)式模型不能定量預(yù)測(cè)有效態(tài)金屬的濃度。基于不同金屬形態(tài)對(duì)生物造成不同的毒性這一假設(shè)，有學(xué)者開發(fā)了毒性模型，以此評(píng)估溶解態(tài)金屬的生物有效性，從而可以定量預(yù)測(cè)環(huán)境中重金屬的生物毒性，例如：目前研究較多的自由離子活度模型（Free Ion Activity Model，F(xiàn)IAM）認(rèn)為只有自由金屬離子才能與細(xì)胞表面的活性點(diǎn)位相結(jié)合，從而穿過細(xì)胞膜被生物吸收。FIAM在高等植物的生物響應(yīng)與土壤溶液中金屬離子活度之間存在較好的相關(guān)性，而在更復(fù)雜的環(huán)境中，其預(yù)測(cè)效果仍存在不確定性。生物配體（Biotic Ligand Model，BLM）模型是在FIAM模型的基礎(chǔ)上引入陽(yáng)離子，起到競(jìng)爭(zhēng)作用。BLM模型將生物視為配體，可以與金屬發(fā)生“配位反應(yīng)”，其可以更準(zhǔn)確地預(yù)測(cè)重金屬對(duì)土壤生物的毒性效應(yīng)，但是目前BLM的研究在實(shí)際土壤中研究較少，主要以人工介質(zhì)為研究對(duì)象。斯特恩雙電層模型（Gouy-Chapman-Stern Model，GCSM）是將雙電層理論與重金屬生物毒性效應(yīng)相結(jié)合的毒性預(yù)測(cè)模型，GCSM可以較好地預(yù)測(cè)水培條件或土壤條件下重金屬對(duì)土壤生物的毒性。除了以上預(yù)測(cè)模型外，國(guó)際上最新的多表面形態(tài)模型（Multisurface Speciation Model，MSM）同樣可以用來(lái)預(yù)測(cè)土壤中有效態(tài)重金屬濃度，并且MSM模型可以避免上述模型存在的問題。MSM 模型是基于化學(xué)熱力學(xué)平衡計(jì)算的一種模型，最初是應(yīng)用于計(jì)算水體環(huán)境中各離子的形態(tài)，但隨著重金屬在各固相表面配合模型的發(fā)展和完善，相關(guān)的吸附常數(shù)不斷補(bǔ)充，MSM 模型逐漸被用于復(fù)雜體系中重金屬形態(tài)的計(jì)算（如土壤環(huán)境）[6]。

2 土壤中重金屬生物有效態(tài)的應(yīng)用

2.1 評(píng)價(jià)重金屬遷移

土壤中的重金屬生物有效態(tài)可以被用來(lái)評(píng)價(jià)重金屬在土壤-植物體系的遷移，有研究使用BCR 提取法研究不同重金屬在廣東大寶山地區(qū)土壤—作物體系中的遷移規(guī)律，從而進(jìn)一步的研究植物吸收利用重金屬的有效組分和形態(tài)；在另一項(xiàng)研究中利用BCR提取法對(duì)Pb、Zn 礦區(qū)的農(nóng)田土壤和該區(qū)域作物中Cu、Cd、Zn、Pb、Ni 和Cr 等重金屬的遷移規(guī)律進(jìn)行了研究，研究發(fā)現(xiàn)作物果實(shí)中的金屬富集量與酸溶態(tài)的金屬濃度有著顯著相關(guān)性[7]。

2.2 確定安全域值

土壤中的重金屬生物有效態(tài)也可以被用來(lái)確定土壤中重金屬的安全閾值，以此對(duì)重金屬污染進(jìn)行科學(xué)的評(píng)價(jià)和分析。有研究通過土壤孔隙水法、CaCl2提取法、HNO3提取法、自由離子活度法等方法獲得金屬有效態(tài)濃度，探索貴州省赫章地區(qū)土壤中Pb 的有效態(tài)閾值。通過室內(nèi)盆栽試驗(yàn)，建立蔬菜可食用部分Cd富集量與土壤有效態(tài)Cd 含量的相關(guān)性關(guān)系，確定土壤有效態(tài)Cd 含量的安全閾值為0.43 mg/kg[8]。

2.3 健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)

土壤中的重金屬生物有效態(tài)還能被用來(lái)進(jìn)行健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)，Liu 等將BCR 連續(xù)提取法和體外模擬法相結(jié)合，對(duì)尼日利亞納薩拉瓦州的Pb、Zn、Cu、Ag礦區(qū)土壤中人體對(duì)Pb 的吸收可能性進(jìn)行了研究，結(jié)果表明該地區(qū)土壤中非特異性吸附態(tài)、內(nèi)層絡(luò)合態(tài)、碳酸鹽絡(luò)合態(tài)、錳氧化物絡(luò)合態(tài)、鐵鋁氧化物絡(luò)合態(tài)以及硫化物、有機(jī)物絡(luò)合態(tài)的Pb 中生物可給態(tài)比例分別為96.3%、65.6%、83.4%、76.6%、53.2%和86.7%，然而殘?jiān)鼞B(tài)Pb 沒有有生物可給性[9]。也有學(xué)者通過相關(guān)研究表明，以生物可給量代替總量進(jìn)行健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估可使土壤中重金屬的致癌風(fēng)險(xiǎn)降低71%[10]。

3 總結(jié)

目前，提取重金屬有效態(tài)的方法主要為化學(xué)浸提法、光譜分析技術(shù)、薄膜梯度擴(kuò)散技術(shù)和模型預(yù)測(cè)法，這些方法各有優(yōu)劣，分別適用于不同的土壤環(huán)境與研究目的。而影響土壤中重金屬有效態(tài)的因素也有很多，除了土壤自身的理化性質(zhì)對(duì)其造成的影響外，農(nóng)業(yè)施肥、添加鈍化劑等行為同樣會(huì)影響土壤中重金屬的生物有效態(tài)濃度。準(zhǔn)確測(cè)定土壤中重金屬生物有效態(tài)濃度能夠評(píng)價(jià)重金屬在土壤-植物體系的遷移、確定土壤中重金屬的安全閾值、進(jìn)行健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)，并為檢測(cè)土地污染、土地修復(fù)、作物種植等提供技術(shù)指導(dǎo)和科學(xué)依據(jù)。