土壤中重金属的生物有效性分析方法及其影响因素综述*

杨 洁 瞿 攀 王金生 滕彦国 左 锐

(1.北京师范大学水科学研究院，北京 100875；2.地下水污染控制与修复教育部工程研究中心，北京 100875)

土壤中重金属的生物有效性分析方法及其影响因素综述*

杨 洁1,2瞿 攀1#王金生1,2滕彦国1,2左 锐1,2

(1.北京师范大学水科学研究院，北京 100875；2.地下水污染控制与修复教育部工程研究中心，北京 100875)

土壤环境质量关系着粮食安全和生态安全。对土壤环境质量进行正确的评价尤为重要，而重金属的生物有效性对于揭示环境污染程度和评价生态风险具有重要意义，因此探寻土壤中重金属生物有效性的分析方法是目前国内外研究的热点。主要介绍了化学试剂提取法、薄膜扩散梯度技术(DGT)、道南膜技术(DMT)和同位素稀释法在重金属生物有效性分析方面的应用，并归纳了影响重金属生物有效性的主要因素，为重金属生物有效性分析方法的统一提供参考。

土壤 重金属 生物有效性 分析方法

土壤是重要的自然资源，也是农业生产的基础。近年来，土壤重金属污染带来的环境问题引起了人们的广泛关注[1-2]。重金属进入土壤后，一般积累在土壤表层，不易迁移，但仍有少部分重金属能通过植物吸收、地表径流和淋溶等途径最终危害人体健康。土壤中重金属含量不太高时，对作物的生长基本无影响，但当其含量超过一定值之后，就会导致作物减产甚至死亡，或者造成作物体内的重金属含量超过食品卫生相关标准甚至危害人体健康[3]。虽然重金属总量能在一定程度上反映土壤受污染的情况，但并不能表征其污染特征及危害程度。土壤中重金属的危害程度是由其活动性决定的，因此有学者提出重金属生物有效性的概念，认为该部分重金属可被生物直接吸收利用或对生物造成毒性，土壤中重金属的生物有效性不仅与重金属的总量有关，更大程度上取决于重金属的形态，不同形态的重金属会产生不同的环境效应[4]。因此，借助生物有效性分析阐明重金属的毒性和生物可利用性，揭示重金属在土壤中的污染特征，对于研究重金属的环境效应及污染土壤的治理和修复具有重要意义。

目前，许多学者采用各种方法对土壤中重金属的生物有效性进行了研究，由于土壤中重金属生物有效性的影响因素较多，如重金属总量、土壤理化性质、根系分泌物、施肥等，因此对于不同的土壤，其分析方法有所不同。本研究介绍了国内外常用的重金属生物有效性的分析方法，以及土壤环境对重金属生物有效性的影响，为重金属生物有效性分析方法的统一提供参考。

1 土壤重金属生物有效性的分析方法

目前，主要依据重金属的总量进行土壤环境质量评价，但实际对人体健康造成危害的是具有生物有效性的重金属，因此采用重金属总量来评价土壤环境质量并不合理。只有了解重金属的生物有效性，才能对重金属的环境风险及危害程度进行更为准确的评价。土壤中重金属生物有效性常用的分析方法有化学试剂提取法、道南膜技术(DMT)、薄膜扩散梯度技术(DGT)和同位素稀释法等。

表1 指示不同酸碱性土壤中重金属生物有效性的提取剂

注：1)酸性(pH<6.5)、中性(6.5≤pH≤7.5)、碱性(pH>7.5)；2)Cu、Fe、Mn、Zn、Cd、Cr、Ni、Pb参照《土壤质量通过缓冲的DPTA溶解作用提取痕量元素》(ISO 14870—2001)，Zn、Mn、Fe、Cu和Pb、Cd也可分别参照《土壤有效态锌、锰、铁、铜含量的测定二乙三胺五乙酸(DPTA)浸提法》(NY/T 890—2004)和《土壤质量有效态铅和镉的测定原子吸收法》(GB/T 23739—2009)。

1.1 化学试剂提取法

化学试剂提取法根据提取次数分为单级提取法和连续提取法，是研究重金属生物有效性最常用的方法。

1.1.1 单级提取法

单级提取法是将一种或几种混合的化学试剂与土壤按一定的土液比和提取方法，提取一次，然后测定溶液中重金属含量的方法。

其中常用的提取剂有络合剂(二乙三胺五乙酸(DPTA)、乙二胺四乙酸(EDTA)等)、稀酸溶液(CH3COOH、HCl、HNO3等)、无机盐溶液(CaCl2、NaNO3等)等。络合剂通过与土壤中金属离子发生络合作用而使重金属稳定存在于提取液中，能模拟植物根系分泌物对重金属的活化作用，DPTA、EDTA常被用于研究重金属的生物有效性，络合剂与无机盐、稀酸组成混合溶液可以提高提取效率。稀酸溶液主要用于酸性土壤中，其中HCl是最常用的试剂，张传琦[5]研究指出，HCl提取的酸性土壤中的As、Cd、Hg、Pb与茶叶、禾本科草类植物的吸收量具有很好的相关性。无机盐溶液可通过离子交换作用提取水溶态和可交换态重金属，其中CaCl2在许多研究中被认为是很好的研究重金属生物有效性的提取剂[6-8]。

由于提取剂的提取机制不同，不同提取剂的测定结果有较大差异。比较不同提取剂对重金属的提取量与植物对重金属的吸收量之间的相关性，可以反映重金属的生物有效性，其中相关性较好的提取剂可以预测植物对重金属的吸收量，从而指示重金属的生物有效性。

土壤pH对重金属生物有效性有较大影响，对不同pH的土壤选用不同的提取剂，可提高提取效率。根据各文献中的研究结果，将不同酸碱性土壤中能较好指示各重金属生物有效性的提取剂列于表1。其中DPTA、NaNO3、CH3COONa等能指示碱性或中性土壤中重金属生物有效性，EDTA、HCl、CaCl2、CH3COONH4、Ca(NO3)2、NaH2PO4等能指示酸性或中性土壤中重金属生物有效性。

陶文靖等[25]以pH为7.5作为界限，建立了As、Cd、Cr、Cu、Hg和Tl在不同土壤pH条件下提取重金属有效态的方法，并用该方法测定了3个国家一级标准物质GBW7412、GBW7413和GBW7416中重金属元素的有效态含量，其精密度为6.01%～19.30%。但土壤pH并不是影响重金属生物有效性的唯一因素，因此需要更深入地研究不同土壤环境下适用的提取剂及提取方法，真实评价土壤中重金属的污染状况。

常规的单一提取剂通常只对一种或两种重金属具有较好的效果，在分析多种重金属的生物有效性时，需要花费较多的时间及成本。而联合提取剂将多种试剂混合，一步提取土壤中重金属，具有操作简单、提取时间短、可提取多种元素等优点，并与传统提取剂提取的结果有较好的相关性。土壤养分状况系统研究法(ASI法)和Mehlich-3通用浸提剂(M3法)所用的联合提取剂是目前比较常用的。ASI法采用0.25 mol/L的NaHCO3、0.01 mol/L的EDTA和0.01 mol/L的NH4F 3种提取剂混合用于提取并测定土壤中重金属有效态的含量。M3法的成分为0.2 mol/L的CH3COOH、0.25 mol/L的NH4NO3、0.015 mol/L的NH4F、0.013 mol/L的HNO3、0.001 mol/L的EDTA，pH为2.5±0.1。ASI法和M3法的提取剂均含有无机盐组成的缓冲溶液和络合剂，可以将土壤中可交换态、部分碳酸盐结合态和有机结合态的重金属提取出来，而这些形态的重金属和植物吸收的重金属具有较好的相关性，因此也得到了广泛应用。

喻华等[26]研究发现，ASI法和常规方法提取的Cu、Mn、Zn含量以及小麦吸收量呈极显著或显著正相关关系，而ASI法和常规方法提取的Fe含量以及小麦吸收量无显著相关关系。刘肃等[27]、靳霞等[28]、陆文利等[29]发现M3法与常规方法提取的重金属之间的相关性较好，且M3法提取的重金属含量高于常规方法，而且M3法适用于酸性、中性、碱性及石灰性等各类土壤。说明联合提取剂可作为重金属生物有效态的提取剂，并且在一些土壤中的效果优于常规的单一提取剂。但联合提取剂并不是在所有研究中都有很好的效果，如顾国平等[30]和褚卓栋等[31]的研究均表明采用常规方法能更好地反映重金属的生物有效性。因此，针对不同的土壤环境和重金属，需要采用不同的提取剂来指示重金属在土壤中的生物有效性，从而反映出土壤环境的污染特征和危害程度。

1.1.2 连续提取法

为了提高提取剂的选择性，可利用连续提取法来代替单级提取法。连续提取法根据重金属在土壤中赋存形态的差异，采用不同的提取剂逐级分离这些形态。如Tessier法将土壤中重金属的形态分为可交换态、碳酸盐结合态、铁锰氧化物结合态、有机及硫化物结合态、残渣态5种形态[32]；欧洲共同体标准物质局提出的BCR法分为弱酸提取态、可还原态、可氧化态和残渣态4种形态[33]。重金属的化学形态是影响重金属生物有效性、溶解性和迁移性最重要的因素之一[34]。其中，Tessier法的前两种或BCR法的第一种形态一般被认为具有生物有效性，而除残渣态之外的形态可能会在环境发生改变后转化为易被生物利用的形态，因此是具有潜在生物有效性的形态。有学者通过研究重金属的化学形态分析重金属的生物有效性，评价其环境风险，一般用生物活性系数(MF)来表示[35]，计算公式为：

(1)

式中：F1为弱酸提取态(可交换态和碳酸盐结合态)；F2为可还原态(铁锰氧化物结合态)；F3为可氧化态(有机及硫化物结合态)；F4为残渣态。

林跃胜等[36]通过上述两种方法研究均发现，土壤中Zn的活性最大，因此Zn的生物有效性最强，具有较高的环境风险。滕彦国等[37]采用BCR法测定了攀枝花矿区土壤中V的形态，其中弱酸提取态所占的比例最小，为0.37%～1.85%，生物有效性较低，因此对环境的危害小。这说明连续提取法也可作为表征重金属生物有效性和评价环境风险的方法。但采用连续提取法研究重金属的生物有效性过于繁琐，且其形态的分类与生物有效性的定义也有所差异，因此一些学者还是选择采用快速有效的单级提取法来分析重金属的生物有效性。YANG等[21]研究发现，单级提取法和BCR法提取的V含量与紫花苜蓿(Medicagosativa)吸收量的相关性差别不大，说明单级提取法可以作为快速鉴别V生物有效性的有效方法，但连续提取法对于研究重金属的迁移转化规律有一定的重要性。

1.2 DMT

大多数情况下，自由态重金属离子浓度是决定重金属生物有效性和毒性的关键因素[38]。DMT采用阳离子交换膜将给体池和受体池隔开，给体池中的自由态重金属离子透过阳离子交换膜进入受体池，最后达到平衡。通过测定受体池中重金属离子浓度，从而计算出给体池中自由态重金属离子浓度。该方法的主要优点是可以同时测定多种重金属元素且对待测体系干扰小，应用范围较广[39-40]。该方法测定值与模型的计算值吻合度较好，可以通过模型计算预测土壤中重金属的生物有效性。王瑜等[41]通过研究发现，自由态Cd离子浓度与重金属结合(WinHumicV)模型计算的结果具有较高的一致性，且番茄的生物量及对Cd的吸收量均与自由态Cd离子浓度有较好的相关性，因此自由态Cd离子是土壤溶液中具有生物有效性的主要Cd形态。赵磊等[42]等发现，土壤中溶解态和自由态重金属离子浓度主要受重金属总量、土壤pH及溶解态有机碳(DOC)控制。但也有研究认为自由态重金属离子浓度并不能较好预测重金属的生物有效性[43]。

1.3 DGT

DGT采用可渗入离子的水凝胶将离子交换树脂和溶液分隔开，通过水凝胶控制离子交换，模拟植物吸收重金属的过程来分析重金属的生物有效性[44]。DGT装置主要由扩散相和结合相两部分组成，待测物质通过扩散相，在结合相中被积累，确定了结合相中反应物的质量，就可以计算待测物质中重金属离子的浓度。因此扩散相和结合相的性能是DGT测定重金属生物有效态的主要影响因素。该方法还能原位测定土壤中重金属的有效组分，避免采样、前处理及提取过程中重金属形态的变化，且几乎不受土壤基本性质的影响[45]。ZHANG等[46]和宋宁宁等[47]研究表明，DGT测定的Cu和Cd含量与植物吸收具有很好的相关性，DGT能较准确地预测重金属的生物有效性。但DGT并不能完全模拟植物生长的环境，植物根系分泌物、微生物等均是植物吸收重金属不容忽视的影响因素。

1.4 同位素稀释法

同位素稀释法可以直接测定土壤中元素的可交换态含量。由于同位素的化学性质和物理性质基本相同，同位素将与土壤固相中具有迁移性和生物有效性的元素进行交换，通过测定该元素同位素丰度的变化即L值，可得到可交换态离子浓度即E值，或通过培养植物，测定L值[48]。若忽略植物根际效应等影响重金属生物有效性的因素，E值和L值应该一致。近年来，使用稳定同位素作为示踪剂联合使用电感耦合等离子体质谱仪进行测定的技术日趋成熟，在测定重金属生物有效态方面有较多的应用[49-51]。同位素稀释法不会干扰离子在土壤多相组分之间的平衡，且测定污染土壤中重金属的可交换态含量时具有较高的准确性和灵敏度；在研究土壤/植物系统中重金属的生物有效性时，较其他方法能提供更精确和更直接的信息[52]。但是此方法的前提假设是放射性同位素或稳定同位素可以100%用于交换，而不被土壤固定，且有足够长的时间达到平衡[53]。

DMT、DGT、同位素稀释法这3种方法虽然在不同的土壤环境下对重金属生物有效性的研究具有较好的效果，但这些方法对设备和技术的要求较高，在我国应用并不广泛。单级提取法是目前研究重金属生物有效性合适且常用的方法，但受土壤环境的影响，提取剂在不同土壤中的提取效果不同，因此需要了解重金属生物有效性的主要影响因素，从而为不同土壤环境中重金属生物有效性的研究提供更好的分析方法。

2 土壤中重金属生物有效性的影响因素

土壤中重金属的生物有效性受多种因素的影响，主要有重金属总量、土壤理化性质、施肥、根际环境等。这些因素的改变可能会将具有潜在生物有效性的重金属转化为生物有效态，也可能使重金属固定或稳定于土壤中。因此，研究土壤中重金属生物有效性的影响因素，对于控制、治理和修复重金属对土壤环境的污染也具有重要意义。

2.1 重金属总量

土壤中重金属总量可以反映土壤受污染的情况，但重金属的形态决定着潜在环境风险。研究有效态与总量的相关性，可以了解重金属总量对生物有效性的影响。崔邢涛等[54]研究发现，重金属总量对生物有效态有较大的影响，但不同的重金属的生物有效态与总量的关系有较大差别，因此总量并不是影响重金属生物有效性的唯一因素。

2.2 土壤理化性质

重金属形态受土壤理化性质的影响比较敏感，主要包括pH、氧化还原电位(Eh)、有机质含量、黏粒含量等。

2.2.1 pH

土壤pH影响着重金属的环境行为和生态效应，因此是影响重金属生物有效性的重要因素之一。对于大多数重金属，随着pH的降低，重金属在土壤溶液中的溶解性会增大，土壤对其吸附能力减弱，因此重金属的生物有效性随pH的降低而增强。于君宝等[55]研究发现，土壤pH降低0.5左右，有效态Cu含量约增加0.5～1.0倍，有效态Mn约增加3.0～5.0倍，有效态Zn约增加9.0～15.0倍。1982—1997年，太湖地区水稻土pH下降，土壤有效态重金属含量明显升高，水稻土pH与有效态Cu、Mn和Zn含量显著负相关[56]。因此，土壤pH是影响重金属生物有效性的重要因素。而以阴离子存在的As、Cr和V在酸性环境中的生物有效性变低，原因是pH降低使土壤颗粒所带电荷由负变为正，增强了对阴离子的吸附能力。

2.2.2 Eh

通常情况下，Eh的升高会导致pH的降低[57]，从而增加重金属的生物有效性。KELDERMAN等[58]研究发现，在沉积物Eh升高的过程中，Cu、Pb、Zn的可交换态和碳酸盐结合态逐渐增加，因此其生物有效性也逐渐增强。由于变价阳离子金属(Fe、Mn等)在低价时溶解性较高，因此随着Eh的降低，其生物有效性增强；但当还原环境中有硫化氢时，会产生不溶解的金属硫化物，从而降低其生物有效性。Cr(Ⅵ)的溶解性高于Cr(Ⅲ)，而As(Ⅲ)的溶解性却高于As(Ⅴ)，因此Eh对变价阴离子金属As和Cr的生物有效性有不同的影响。对于V生物有效性的研究，一些学者认为，在还原条件下，其他形态的V可转化为可溶态V，增加了V的生物有效性[59]；但也有学者认为，在厌氧环境中，VO2+与土壤有机质形成稳定的络合物固定在土壤中，降低了其生物有效性，在氧化环境中，V(Ⅲ)和V(Ⅳ)被氧化成V(Ⅴ)，其溶解性和迁移性增大[60-61]。

2.2.3 有机质含量

2.2.4 黏粒含量

在影响重金属生物有效性的因素中，其影响顺序依次为黏粒含量>pH>有机质含量>重金属总量[65]。在重金属污染的土壤中，重金属容易受到比表面积较大，且对重金属吸附能力较强的土壤黏粒吸附和固定。因此，黏粒较多的土壤，重金属的生物有效性较低。SERRANO等[66]研究发现，提高土壤pH和黏粒含量，能有效地提高土壤对Cd和Pb的吸附量。此外，德国在规定有毒元素最高容许量时，根据黏粒含量的不同，规定了不同的容许量，土壤黏粒较多的情况下，有毒元素的容许量一般也较高[67]。

2.3 施 肥

已有研究表明，长期施用肥料会增加土壤中重金属的含量[68-70]。由于重金属的有效态含量与植物的吸收量呈显著或极显著正相关，因此一些学者研究了施肥对土壤中重金属生物有效性的影响，其中化肥种类、施用量等均有重要影响[71]。由于一些化肥(尤其是磷肥)中重金属含量较高，且化肥中重金属的溶解性也较强，因此长期大量施肥不仅会增加土壤中重金属的含量，其生物有效性也会增强。在长期不施用任何肥料或单施化肥的情况下，土壤中重金属有效态的含量基本保持不变或降低[72]107,[73-74]。这可能是因为单施化肥促进了植物的生长，增加植物对重金属的吸收量，也有可能是磷肥中的磷酸根促进了可溶态重金属离子的沉淀，从而使土壤中有效态重金属含量减少，而单施有机肥或化肥配施有机肥却能显著增加土壤中重金属的生物有效态含量[72]107,[75]。有机肥施入土壤之后，发生分解产生的有机酸使土壤pH降低、还原性增强，从而促进重金属的活化。

2.4 根际环境

植物在生长过程中会分泌出一些物质，统称为根系分泌物，这些物质对重金属形态的影响主要包括：酸化土壤，促进重金属的溶解；与重金属发生络合作用；还原土壤中的重金属。杜兵兵等[76]发现，从非根际土壤到根际土壤，总体上，具有生物有效性的Pb含量降低，而Pb的残渣态含量增加，证明冬青科苦丁茶树(IlexkudingchaC.J.Tseng)的根系分泌物将Pb活化之后，被植物吸收，降低了土壤中Pb的生物有效性。紫花苜蓿对重金属具有耐受性，在污染土壤修复和治理方面应用较多，也有学者采用紫花苜蓿研究根际土壤和非根际土壤中V的生物有效性[77]，其中根际土壤中V的生物有效性更强，且随着外源V的增加，根际土壤和非根际土壤中弱酸提取态、可还原态和可氧化态V含量显著增加，而残渣态V没有明显的变化，说明外源V进入土壤后并没有转化为残渣态，而是向具有潜在生物有效性的形态转化。

3 研究展望

目前，我国《土壤环境质量标准》(GB 15618—2008)采用不同土壤pH条件下重金属的总量作为评价指标，而没有提出重金属生物有效性的评价标准，且没有考虑其他环境条件。由于土壤环境的复杂性，重金属通常以多种形态存在于土壤中，实际对环境造成危害或能被植物吸收的是具有生物有效性的重金属。对于土壤中以生物有效态存在的重金属，用总量作为评价标准具有一定的代表性，但总量并不能反映重金属生物有效性不强时土壤的真实情况，且生物有效态重金属比总量更能预测土壤与植物间重金属的迁移累积。因此，一些学者建议，土壤环境质量标准的修订应增加重金属生物有效性作为评价指标，确定统一的重金属生物有效性分析方法[78-79]。就目前的分析方法而言，单级提取法有操作简单，提取时间短，提取效率高等优点，选择合适的提取剂能较好指示土壤中重金属生物有效性，是最常用的分析方法。同时建议深入研究不同土壤环境中各种重金属适用的提取剂和提取方法，为方法的统一和标准的建立提供参考。

[1] 张书海，沈跃文.污灌区重金属污染对土壤的危害[J].环境监测管理与技术，2000,12(2):22-24.

[2] 徐福银，梁晶，方海兰，等．上海市典型绿地土壤中重金属形态分布特征[J].东北林业大学学报，2011，39(6)：60-64．

[3] 夏增禄，张学询，孙汉中．土壤环境容量及其应用[M].北京：气象出版社，1988．

[4] 刘清,王子健.重金属形态与生物毒性及生物有效性关系的研究进展[J].环境科学,1996,17(1):89-92.

[5] 张传琦．土壤中重金属砷,镉,铅,铬,汞有效态浸提剂的研究[D].合肥：安徽农业大学，2011．

[6] MCBRIDE M B,NIBARGER E A,RICHARDS B K,et al.Trace metal accumulation by red clover grown on sewage sludge-amended soils and correlation to Mehlich 3 and calcium chloride-extractable metals[J].Soil Science,2003,168(1):29-38.

[7] MENZIES N W,DONN M J,KOPITTKE P M.Evaluation of extractants for estimation of the phytoavailable trace metals in soils[J].Environmental Pollution,2007,145(1):121-130.

[8] LOCK K,JANSSEN C R.Influence of aging on copper bioavailability in soils[J].Environmental Toxicology and Chemistry,2003,22(5):1162-1166.

[9] 王婷，王静，孙红文，等．天津农田土壤镉和汞污染及有效态提取剂筛选[J].农业环境科学学报，2012，31(1)：119-124．

[10] 柴琳琳.重金属Ni、Co在紫花苜蓿和新疆某地土壤中的积累特征研究[D].乌鲁木齐：新疆大学，2013．

[11] 侯明，王香桂.土壤有效态钒的浸提剂和浸提条件研究[J].土壤通报,2010,41(5):1241-1245.

[12] GUPTA A K,SINHA S.Chemical fractionation and heavy metal accumulation in the plant ofSesamumindicum(L.) var. T55 grown on soil amended with tannery sludge:selection of single extractants[J].Chemosphere,2006,64(1):161-173.

[13] BAKIRCIOGLU D,KURTULUS Y B,IBAR H.Comparison of extraction procedures for assessing soil metal bioavailability of to wheat grains[J].Clean - Soil Air Water,2011,39(8):728-734.

[14] 荆延德，何振立，杨肖娥．稻菜轮作制下土壤有效态汞提取剂和提取条件研究[J].水土保持通报，2012，32(4)：185-189．

[15] 徐亚平，刘凤枝，蔡彦明，等．土壤中铅镉有效态提取剂的选择[J].农业环境与发展，2005，22(4)：46-48．

[16] 贺静．冶炼厂周边重金属污染土壤有效态铜、镉提取方法的研究[D].南京：南京农业大学，2009．

[17] 贺静，林玉锁，刘鹏，等．不同提取剂提取酸性土壤有效态Cu和Cd的方法研究[J].环境监测管理与技术，2009，21(5)：25-29．

[18] 张利香，侯明．土壤中有效态汞的最佳萃取条件研究[J].农业环境科学学报，2006，25(6)：1675-1678．

[19] ZHANG Mingkui,LIU Zhaoyun,WANG Huo.Use of single extraction methods to predict bioavailability of heavy metals in polluted soils to rice[J].Communications in Soil Science and Plant Analysis,2010,41(7):820-831.

[20] BLACK A,MCLAREN R G,REICHMAN S M,et al.Evaluation of soil metal bioavailability estimates using two plant species (L.perenneandT.aestivum) grown in a range of agricultural soils treated with biosolids and metal salts[J].Environmental Pollution,2011,159(6):1523-1535.

[21] YANG Jie,TENG Yanguo,ZUO Rui,et al.Comparison of bioavailable vanadium in alfalfa rhizosphere soil extracted by an improved BCR procedure and EDTA,HCl,and NaNO3single extractions in a pot experiment with V-Cd treatments[J].Environmental Science and Pollution Research,2015,22(12):8833-8842.

[22] 张羽．土壤中重金属钒生物有效性的分析方法研究[D].济南：山东师范大学，2014．

[23] 于冰冰，阎秀兰，廖晓勇，等．用于表征三七种植区土壤中可利用态砷的化学提取剂的筛选[J].农业环境科学学报，2011，30(8)：1573-1579．

[24] 黄瑞卿，王果，汤榕雁，等．酸性土壤有效砷提取方法研究[J].农业环境科学学报，2005，24(3)：610-615．

[25] 陶文靖，程丽娅，聂全新，等．土壤中重金属有效态分析方法研究[J].安徽地质，2014，24(4)：300-303．

[26] 喻华，杨剑虹，汪萍，等. ASI法与常规方法测定紫色土Cu、Zn、Fe、Mn的相关性研究[J].土壤通报，2009，40(2):424-427.

[27] 刘肃，李西开.Mehlich3通用浸提剂的研究[J].土壤学报，1995，32(2):132-141.

[28] 靳霞，王莉．M3法测定土壤有效态Cd、Cr、Pb和Ni[J].中国环境监测，2013，29(4)：116-124．

[29] 陆文利，聂俊华，周琨．土壤重金属元素测定方法比较[J].农业环境与发展，2004，21(5)：44-46．

[30] 顾国平，章明奎．蔬菜地土壤有效态重金属提取方法的比较[J].生态与农村环境学报，2006，22(4)：67-70．

[31] 褚卓栋，张桂银，薛培英，等．根际和非根际土壤有效铅镉的浸提剂筛选[J].中国农学通报，2008，24(4)：298-302．

[32] TESSIER A,CAMPBELL P,BISSON M.Sequential extraction procedure for the speciation of particulate trace metals[J].Analytical Chemistry,1979,51(7):844-851.

[33] QUEVAUVILLER P,RAURET G,GRIEPINK B.Single and sequential extraction in sediments and soils[J].International Journal of Environmental Analytical Chemistry,1993,51(1/2/3/4):231-235.

[34] CARRILLO GONZALEZ R,SIMUNEK J,SAUVE S,et al.Mechanisms and pathways of trace element mobility in soils[J].Advances in Agronomy,2006,91(6):111-178.

[35] ADRIANO D C.Trace elements in terrestrial environments:biogeochemistry,bioavailability and risks of metals[M].2nd ed.New York:Springer,2001.

[36] 林跃胜，方凤满，魏晓飞．皖南茶园土壤重金属化学形态及其生物有效性[J].水土保持通报，2014，34(6)：59-63．

[37] 滕彦国，矫旭东，左锐，等．攀枝花矿区表层土壤中钒的环境地球化学研究[J].吉林大学学报(地球科学版)，2007，37(2)：278-283．

[38] PARKER D R,PEDLER J F.Reevaluating the free-ion activity model of trace metal availability to higher plants[J].Plant and Soil,1997,196(2):223-228.

[39] WENG Liping,VAN RIEMSDIJK W H,TEMMINGHOFF E J M.Kinetic aspects of Donnan membrane technique for measuring free trace cation concentration[J].Analytical Chemistry,2005,77(9):2852-2861.

[40] 张红振，骆永明，翁丽萍，等．道南膜技术测定自由态重金属离子研究[J].环境污染与防治，2010，32(12)：75-80．

[41] 王瑜，董晓庆．利用道南膜技术研究土壤-番茄体系中自由态镉离子浓度[J].安庆师范学院学报(自然科学版)，2013，19(1)：85-88．

[42] 赵磊，崔岩山，杜心，等．利用道南膜技术(DMT)研究土壤中重金属自由离子浓度[J].环境科学学报，2005，25(11)：1565-1569．

[43] MCLAUGHLIN M J,TILLER K G,SMART M K.Speciation of cadmium in soil solutions of saline/sodic soils and relationship with cadmium concentrations in potato tubers (SolanumtuberosumL.)[J].Australian Journal of Soil Research,1997,35(1):183-198.

[44] DAVISON W,GRIME G W,MORGAN J W,et al.Distribution of dissolved iron in sediment pore waters at submillimetre resolution[J].Nature,1991,352(6333):323-325.

[45] 罗军，王晓蓉，张昊，等．梯度扩散薄膜技术(DGT)的理论及其在环境中的应用Ⅰ：工作原理、特性与在土壤中的应用[J].农业环境科学学报，2011，30(2)：205-213．

[46] ZHANG Hao,ZHAO Fangjie,SUN Bo,et al.A new method to measure effective soil solution concentration predicts copper availability to plants[J].Environmental Science & Technology,2001,35(12):2602-2607.

[47] 宋宁宁，王芳丽，赵玉杰，等．基于梯度薄膜扩散技术评估黑麦草吸收Cd的研究[J].中国环境科学，2012，32(10)：1826-1831．

[48] TONGTAVEE N,SHIOWATANA J,MCLAREN R G,et al.Assessment of lead availability in contaminated soil using isotope dilution techniques[J].Science of the Total Environment,2005,348(1/2/3):244-256.

[49] NOLAN A L,MA Yibing,LOMBI E,et al.Measurement of labile Cu in soil using stable isotope dilution and isotope ratio analysis by ICP-MS[J].Analytical and Bioanalytical Chemistry,2004,380(5/6):789-797.

[50] DEGRYSE F,WAEGENEERS N,SMOLDERS E.Labile lead in polluted soils measured by stable isotope dilution[J].European Journal of Soil Science,2007,58(1):1-7.

[51] HUANG Zhiyong,CHEN Ting,YU Jiang,et al.Labile Cd and Pb in vegetable-growing soils estimated with isotope dilution and chemical extractants[J].Geoderma,2011,160(3/4):400-407.

[52] HAMON R E,PARKER D R,LOMBI E.Advances in isotopic dilution techniques in trace element research:a review of methodologies,benefits,and limitations[J].Advances in Agronomy,2008,99:289-343.

[53] 陈世宝，陈莉，马义兵，等．同位素技术在测定土壤重金属E、L-值中的应用及研究进展[J].农业环境科学学报，2008，27(6)：2131-2136．

[54] 崔邢涛，王学求，栾文楼．河北中南部平原土壤重金属元素存在形态及生物有效性分析[J].中国地质，2015，42(2)：655-663．

[55] 于君宝，王金达，刘景双，等．典型黑土pH值变化对微量元素有效态含量的影响研究[J].水土保持学报，2002，16(2)：93-95．

[56] 成杰民，潘根兴，郑金伟．太湖地区水稻土 pH及重金属元素有效态含量变化影响因素初探[J].农业环境保护，2001，20(3)：141-144．

[57] SIMPSON S L,APTE S C,BATLEY G E.Effect of short-term resuspension events on the oxidation of cadmium,lead,and zinc sulfide phases in anoxic estuarine sediments[J].Environmental Science & Technology,2000,34(21):4533-4537.

[58] KELDERMAN P,OSMAN A A.Effect of redox potential on heavy metal binding forms in polluted canal sediments in Delft (the Netherlands)[J].Water Research,2007,41(18):4251-4261.

[59] 汪金舫，刘铮.土壤中钒的化学结合形态与转化条件的研究[J].中国环境科学，1995，15(1):34-39.

[60] WEHRLI B,STUMM W.Vanadyl in natural waters:adsorption and hydrolysis promote oxygenation[J].Geochimica et Cosmochimica Acta,1989,53(1):69-77.

[61] FOX P,DONER H.Trace element retention and release on minerals and soil in a constructed wetland[J].Journal of Environmental Quality,2002,31(1):331-338.

[62] 青长乐，牟树森，蒲富永，等.论土壤重金属毒性临界值[J].农业环境科学学报，1992，11(2):51-56.

[63] GOODMAN B A,CHESHIRE M V.The bonding of vanadium in complexes with humic acid:an electron paramagnetic resonance study[J].Geochimica et Cosmochimica Acta,1975,39(12):1711-1713.

[64] 章明奎，方利平，张履勤．酸化和有机质积累对茶园土壤铅生物有效性的影响[J].茶叶科学，2005，25(3)：159-164．

[65] 许炼烽，郝兴仁，冯显湘．城市蔬菜的重金属污染及其对策[J].生态科学，2000，19(1)：80-85．

[66] SERRANO S,GARRIDO F,CAMPBELL C G,et al.Competitive sorption of cadmium and lead in acid soils of central spain[J].Geoderma,2005,124(1/2):91-104.

[67] 王宏康.土壤中若干有毒元素的环境质量基准研究[J].农业环境保护,1993,12(4):162-165.

[68] 徐明岗，武海雯，刘景．长期不同施肥下我国3种典型土壤重金属的累积特征[J].农业环境科学学报，2010，29(12)：2319-2324．

[69] 刘树堂，赵永厚，孙玉林，等．25年长期定位施肥对非石灰性潮土重金属状况的影响[J].水土保持学报，2005，19(1)：164-167．

[70] 王美，李书田．肥料重金属含量状况及施肥对土壤和作物重金属富集的影响[J].植物营养与肥料学报，2014，20(2)：466-480．

[71] 魏明宝，魏丽芳，胡波，等．长期施肥对土壤微量元素的影响进展研究[J].安徽农业科学，2010，38(22)：11951-11953,12018．

[72] 王开峰，彭娜，王凯荣，等．长期施用有机肥对稻田土壤重金属含量及其有效性的影响[J].水土保持学报，2008，22(1)．

[73] 刘景，吕家珑，徐明岗，等．长期不同施肥对红壤Cu和Cd含量及活化率的影响[J].生态环境学报，2009，18(3)：914-919．

[74] 李双异，刘赫，汪景宽．长期定位施肥对棕壤重金属全量及其有效性影响[J].农业环境科学学报，2010，29(6)：1125-1129．

[75] 高明，车福才，魏朝富．长期施用有机肥对紫色水稻土铁锰铜锌形态的影响[J].植物营养与肥料学报，2000，6(1)：11-17．

[76] 杜兵兵，罗盛旭，贾振亚，等．苦丁茶树土壤铅的形态分布及生物有效性研究[J].环境科学与技术，2011，34(7)：31-34．

[77] TENG Yanguo,YANG Jie,SONG Liuting,et al.Fractionation and bioavailability of vanadium in alfalfa rhizosphere and bulk soils by greenhouse experiment[J].Fresenius Environmental Bulletin,2013,22(7):1837-1844.

[78] 利锋，张学先，戴睿志．重金属有效态与土壤环境质量标准制订[J].广东微量元素科学，2008，15(1)：7-10．

[79] 何忠俊，梁社往，洪常青，等．土壤环境质量标准研究现状及展望[J].云南农业大学学报，2004，19(6)：700-704．

Reviewonanalysismethodsofbioavailabilityofheavymetalsinsoilanditsinfluencefactors

YANGJie1,2,QUPan1,WANGJinsheng1,2,TENGYanguo1,2,ZUORui1,2.

(1.CollegeofWaterSciences,BeijingNormalUniversity,Beijing100875;2.EngineeringResearchCenterofGroundwaterPollutionandRemediation,MinistryofEducation,Beijing100875)

Soil environmental quality is related to food security and ecological security. Correct evaluation of soil environmental quality is particularly important and bioavailability of heavy metals is important for revealing the level of environmental pollution and evaluating ecological risk. The analysis methods of bioavailability of heavy metals in soil are the focus of research at home and abroad. The application of chemical extraction method,diffusive gradient in thin films technique(DGT),Donnan membrane technique(DMT) and isotope dilution method on bioavailability of heavy metals were introduced,and the main factors affecting bioavailability of heavy metals in soil were summarized,which would provide reference for the unity of analysis methods of heavy metal bioavailability.

soil; heavy metal; bioavailability; analysis method

10.15985/j.cnki.1001-3865.2017.02.021

2016-12-15)

杨 洁，女，1984年生，博士，讲师，主要从事环境污染与防治方面的研究。#

。

*国家自然科学基金资助项目(No.41403085、No.41372233)。