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際的生態(tài)風險，也有利于進行土壤環(huán)境質(zhì)量評價，能為土壤修復治理提供了更準確有效的技術(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、有機碳含量、陽離子代換量等）相關(guān)。同時，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散、氧化還原、離子間競爭作用、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 化學浸提法

化學浸提法是指用不同的提取劑來浸提土壤中的重金屬。研究認為，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、醋酸等其他化學提取劑也常被用來提取土壤中的有效態(tài)金屬，歐盟標準物質(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)金屬的第一級提取劑，而0.43 mol/L 的HNO3近年來也被國際標準組織認為是提取土壤中總有效態(tài)金屬的標準方法（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提取土壤中可交換態(tài)、部分碳酸鹽結(jié)合態(tài)和有機結(jié)合態(tài)的重金屬含量，現(xiàn)已有多項研究證明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土壤中重金屬的形態(tài)，需要通過化學提取法等對土壤樣品進行前處理再進行檢測。但伴隨現(xiàn)代儀器分析技術(shù)的進步，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80 年代發(fā)展起來的高光譜遙感技術(shù)通過獲得土壤有機碳、鐵氧化物、黏土礦物、錳氧化物、碳酸鹽礦物等金屬吸附物對光譜曲線的影響來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)的光譜波段進一步預測土壤中的有效態(tài)重金屬含量。國內(nèi)有研究者利用此技術(shù)對北京地區(qū)農(nóng)用地土壤重金屬的生物有效態(tài)含量進行分析，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的相關(guān)性[3]。由于土壤環(huán)境復雜，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)重金屬濃度檢測方面的應(yīng)用還處于探索階段。

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

近年來，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）等直接測定土壤中自由態(tài)金屬離子的濃度，但這兩種方法對環(huán)境條件和適用金屬有所要求，使用范圍有限，具有局限性。而近年來發(fā)展起來的DGT 技術(shù)可被用于測定原位土壤環(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、擴散膜和吸附膜三部分組成，通過測定一定時間內(nèi)穿過一定厚度擴散膜的金屬離子濃度，從而計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)性比其他化學提取方法更好（R2=0.585 4），因此，DGT 提取法具有預測水稻富集土壤中有效態(tài)Cd 的潛力。Bade 等利用DGT 技術(shù)成功預測了土壤中有效態(tài)Pb、Zn 和Cu 等多種金屬對蚯蚓的毒性效應(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 時可以較好地模擬菠菜對Cd的富集情況[5]。

1.4 預測模型

除了以上方法外，模型同樣可以被用來預測土壤中有效態(tài)金屬的含量。傳統(tǒng)的經(jīng)驗式模型是將土壤中重金屬濃度與生物富集重金屬的量進行相關(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)驗式模型不能定量預測有效態(tài)金屬的濃度?；诓煌饘傩螒B(tài)對生物造成不同的毒性這一假設(shè)，有學者開發(fā)了毒性模型，以此評估溶解態(tài)金屬的生物有效性，從而可以定量預測環(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）認為只有自由金屬離子才能與細胞表面的活性點位相結(jié)合，從而穿過細胞膜被生物吸收。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，而在更復雜的環(huán)境中，其預測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)上引入陽離子，起到競爭作用。BLM模型將生物視為配體，可以與金屬發(fā)生“配位反應(yīng)”，其可以更準確地預測重金屬對土壤生物的毒性效應(yīng)，但是目前BLM的研究在實際土壤中研究較少，主要以人工介質(zhì)為研究對象。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)合的毒性預測模型，GCSM可以較好地預測水培條件或土壤條件下重金屬對土壤生物的毒性。除了以上預測模型外，國際上最新的多表面形態(tài)模型（Multisurface Speciation Model，MSM）同樣可以用來預測土壤中有效態(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 模型是基于化學熱力學平衡計算的一種模型，最初是應(yīng)用于計算水體環(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)不斷補充，MSM 模型逐漸被用于復雜體系中重金屬形態(tài)的計算（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 評價重金屬遷移

土壤中的重金屬生物有效態(tài)可以被用來評價重金屬在土壤-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)；在另一項研究中利用BCR提取法對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)律進行了研究，研究發(fā)現(xiàn)作物果實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)也可以被用來確定土壤中重金屬的安全閾值，以此對重金屬污染進行科學的評價和分析。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，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 健康風險評價

土壤中的重金屬生物有效態(tài)還能被用來進行健康風險評價，Liu 等將BCR 連續(xù)提取法和體外模擬法相結(jié)合，對尼日利亞納薩拉瓦州的Pb、Zn、Cu、Ag礦區(qū)土壤中人體對Pb 的吸收可能性進行了研究，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%，然而殘渣態(tài)Pb 沒有有生物可給性[9]。也有學者通過相關(guān)研究表明，以生物可給量代替總量進行健康風險評估可使土壤中重金屬的致癌風險降低71%[10]。

3 總結(jié)

目前，提取重金屬有效態(tài)的方法主要為化學浸提法、光譜分析技術(shù)、薄膜梯度擴散技術(shù)和模型預測法，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)對其造成的影響外，農(nóng)業(yè)施肥、添加鈍化劑等行為同樣會影響土壤中重金屬的生物有效態(tài)濃度。準確測定土壤中重金屬生物有效態(tài)濃度能夠評價重金屬在土壤-植物體系的遷移、確定土壤中重金屬的安全閾值、進行健康風險評價，并為檢測土地污染、土地修復、作物種植等提供技術(shù)指導和科學依據(jù)。