土壤中重金属生物有效态的研究

张庆泉

（1.江苏环保产业技术研究院股份公司，江苏 南京 210000；2.南京南大和创环境修复研究院有限公司，江苏 南京 210000）

引言

土壤中重金属的生物有效态也被称为生物可利用态，指的是土壤中移动性较高且最容易被作物吸收利用的那部分形态，通常在土壤中以溶解态形式存在，其只占土壤中金属总量的一部分。以生物有效态金属浓度为基础比总量更能反映出实际的生态风险，也有利于进行土壤环境质量评价，能为土壤修复治理提供了更准确有效的技术支撑。

研究发现，土壤中生物有效态金属含量不仅与土壤环境中重金属总量有关，还与土壤理化性质（pH、有机碳含量、阳离子代换量等）相关。同时，植物从土壤中吸收重金属并在自身累积的过程也与重金属在土壤-溶液-根系界面上的迁移扩散、氧化还原、离子间竞争作用、根际环境等多种因素的影响有关[1]。

1 土壤中重金属生物有效态的提取方法

1.1 化学浸提法

化学浸提法是指用不同的提取剂来浸提土壤中的重金属。研究认为，0.01 mol/L 的CaCl2溶液能通过Ca2+的离子交换作用有效地提取土壤中的生物有效态金属；硝酸、醋酸等其他化学提取剂也常被用来提取土壤中的有效态金属，欧盟标准物质局公示的BCR连续提取法就采用醋酸作为提取可交换态金属的第一级提取剂，而0.43 mol/L 的HNO3近年来也被国际标准组织认为是提取土壤中总有效态金属的标准方法（ISO17586:2016）；此外，Mehlich-3 通用浸提法（M3）采用螯合剂与弱酸的混合溶液来提取土壤中可交换态、部分碳酸盐结合态和有机结合态的重金属含量，现已有多项研究证明M3 提取法获得的生物有效态重金属含量与植物体内重金属富集量间具有较好的相关性[2]。

1.2 光谱分析技术

由于传统的原子吸收光谱、等离子体光谱、红外光谱、紫外-可见吸收光谱等方法不能直接检测土壤中重金属的形态，需要通过化学提取法等对土壤样品进行前处理再进行检测。但伴随现代仪器分析技术的进步，能够用于鉴定重金属形态的新光谱分析技术已经出现，20 世纪80 年代发展起来的高光谱遥感技术通过获得土壤有机碳、铁氧化物、黏土矿物、锰氧化物、碳酸盐矿物等金属吸附物对光谱曲线的影响来量化土壤中的不同重金属形态，并通过高光谱分辨率和连续的光谱波段进一步预测土壤中的有效态重金属含量。国内有研究者利用此技术对北京地区农用地土壤重金属的生物有效态含量进行分析，结果表明光谱特征土壤中获得的重金属含量与光谱曲线之间存在较强的相关性[3]。由于土壤环境复杂，使得高光谱遥感技术的精确度往往较低；截至目前，高光谱遥感技术在土壤中生物有效态重金属浓度检测方面的应用还处于探索阶段。

1.3 薄膜梯度扩散技术（DiffusioGradient in Thin-films,DGT）

近年来，也有研究利用AGNES（Absence of Gradients and Nernstian Equilibrium Stripping）和道南膜技术（Donnan Membrane Technique，DMT）等直接测定土壤中自由态金属离子的浓度，但这两种方法对环境条件和适用金属有所要求，使用范围有限，具有局限性。而近年来发展起来的DGT 技术可被用于测定原位土壤环境中的生物有效态重金属浓度，DGT 技术的核心装置由过滤膜、扩散膜和吸附膜三部分组成，通过测定一定时间内穿过一定厚度扩散膜的金属离子浓度，从而计算出该金属在特定介质中的生物有效态含量。DGT 技术最初被运用于水环境中，现在逐渐应用于土壤环境中。

在一项研究中，使用EDTA、0.01 mol/L 的CaCl2和DGT 技术等多种方法提取土壤中的生物有效态Cd浓度，并将其与大米中的Cd 富集量进行相关性分析，结果显示，DGT 提取到的有效态Cd 含量与大米Cd富集量之间的相关性比其他化学提取方法更好（R2=0.585 4），因此，DGT 提取法具有预测水稻富集土壤中有效态Cd 的潜力。Bade 等利用DGT 技术成功预测了土壤中有效态Pb、Zn 和Cu 等多种金属对蚯蚓的毒性效应[4]；魏天娇等利用DGT 技术比较了菠菜在不同Cd 浓度下富集Cd 能力的影响，结果显示，DGT 技术在低浓度Cd 时可以较好地模拟菠菜对Cd的富集情况[5]。

1.4 预测模型

除了以上方法外，模型同样可以被用来预测土壤中有效态金属的含量。传统的经验式模型是将土壤中重金属浓度与生物富集重金属的量进行相关性拟合，但此方法往往受到金属种类、土壤理化性质、耕作制度和作物种类等因素的影响，并且传统的经验式模型不能定量预测有效态金属的浓度。基于不同金属形态对生物造成不同的毒性这一假设，有学者开发了毒性模型，以此评估溶解态金属的生物有效性，从而可以定量预测环境中重金属的生物毒性，例如：目前研究较多的自由离子活度模型（Free Ion Activity Model，FIAM）认为只有自由金属离子才能与细胞表面的活性点位相结合，从而穿过细胞膜被生物吸收。FIAM在高等植物的生物响应与土壤溶液中金属离子活度之间存在较好的相关性，而在更复杂的环境中，其预测效果仍存在不确定性。生物配体（Biotic Ligand Model，BLM）模型是在FIAM模型的基础上引入阳离子，起到竞争作用。BLM模型将生物视为配体，可以与金属发生“配位反应”，其可以更准确地预测重金属对土壤生物的毒性效应，但是目前BLM的研究在实际土壤中研究较少，主要以人工介质为研究对象。斯特恩双电层模型（Gouy-Chapman-Stern Model，GCSM）是将双电层理论与重金属生物毒性效应相结合的毒性预测模型，GCSM可以较好地预测水培条件或土壤条件下重金属对土壤生物的毒性。除了以上预测模型外，国际上最新的多表面形态模型（Multisurface Speciation Model，MSM）同样可以用来预测土壤中有效态重金属浓度，并且MSM模型可以避免上述模型存在的问题。MSM 模型是基于化学热力学平衡计算的一种模型，最初是应用于计算水体环境中各离子的形态，但随着重金属在各固相表面配合模型的发展和完善，相关的吸附常数不断补充，MSM 模型逐渐被用于复杂体系中重金属形态的计算（如土壤环境）[6]。

2 土壤中重金属生物有效态的应用

2.1 评价重金属迁移

土壤中的重金属生物有效态可以被用来评价重金属在土壤-植物体系的迁移，有研究使用BCR 提取法研究不同重金属在广东大宝山地区土壤—作物体系中的迁移规律，从而进一步的研究植物吸收利用重金属的有效组分和形态；在另一项研究中利用BCR提取法对Pb、Zn 矿区的农田土壤和该区域作物中Cu、Cd、Zn、Pb、Ni 和Cr 等重金属的迁移规律进行了研究，研究发现作物果实中的金属富集量与酸溶态的金属浓度有着显著相关性[7]。

2.2 确定安全域值

土壤中的重金属生物有效态也可以被用来确定土壤中重金属的安全阈值，以此对重金属污染进行科学的评价和分析。有研究通过土壤孔隙水法、CaCl2提取法、HNO3提取法、自由离子活度法等方法获得金属有效态浓度，探索贵州省赫章地区土壤中Pb 的有效态阈值。通过室内盆栽试验，建立蔬菜可食用部分Cd富集量与土壤有效态Cd 含量的相关性关系，确定土壤有效态Cd 含量的安全阈值为0.43 mg/kg[8]。

2.3 健康风险评价

土壤中的重金属生物有效态还能被用来进行健康风险评价，Liu 等将BCR 连续提取法和体外模拟法相结合，对尼日利亚纳萨拉瓦州的Pb、Zn、Cu、Ag矿区土壤中人体对Pb 的吸收可能性进行了研究，结果表明该地区土壤中非特异性吸附态、内层络合态、碳酸盐络合态、锰氧化物络合态、铁铝氧化物络合态以及硫化物、有机物络合态的Pb 中生物可给态比例分别为96.3%、65.6%、83.4%、76.6%、53.2%和86.7%，然而残渣态Pb 没有有生物可给性[9]。也有学者通过相关研究表明，以生物可给量代替总量进行健康风险评估可使土壤中重金属的致癌风险降低71%[10]。

3 总结

目前，提取重金属有效态的方法主要为化学浸提法、光谱分析技术、薄膜梯度扩散技术和模型预测法，这些方法各有优劣，分别适用于不同的土壤环境与研究目的。而影响土壤中重金属有效态的因素也有很多，除了土壤自身的理化性质对其造成的影响外，农业施肥、添加钝化剂等行为同样会影响土壤中重金属的生物有效态浓度。准确测定土壤中重金属生物有效态浓度能够评价重金属在土壤-植物体系的迁移、确定土壤中重金属的安全阈值、进行健康风险评价，并为检测土地污染、土地修复、作物种植等提供技术指导和科学依据。