土壤重金属生物可利用性研究趋势展望

黄碧捷

（江汉大学 化学与环境工程学院，湖北 武汉 430056）

目前，引起人们关注的重金属元素铅、汞、镉、砷和铬被称为重金属污染的“五毒”。与其他类型的污染相比，重金属污染具有能被生物吸收、富集和能以各种形式被转化却始终不能被降解的特征。重金属生物可利用性（Bioavailability）研究一般需要考虑3个部分［1］：金属在外部环境中的形态；金属与生物膜的反应；金属在生物体内的积累和相应的毒性。重金属进入土壤后，与土壤中的矿物质、有机质、土壤溶液和生物发生相互作用导致重金属形态产生变化。同时，其生物可利用性也相应发生改变。生物可利用性研究揭示了外源污染物质与生物体潜在的相互关系，并将生物体与其所处的环境介质联系起来。笔者综合近年来国内、外土壤重金属生物可利用性研究领域的文献资料，着重阐述了土壤中铅和汞的生物可利用性研究进展及趋势。

1 生物可利用性的定义

生物可利用性也被称为生物有效性、生物可给性。生物可利用性一般被划分为基于化学的和基于生物学的两个概念。化学概念认为生物可利用性是一种污染物质可否被吸收以及潜在的毒性；生物学概念上的生物可利用性侧重于物质通过细胞膜进入生物体［1-2］。几乎所有生物可利用性的定义不外乎下面3种：可被生物受体吸收的程度和速率，即生物吸收的途径及方式；环境介质中积累于生物体内的金属部分，即生物吸收的含量；绝对生物可利用性和相对生物可利用性，即潜在能被生物吸收的部分［3］。McCarty等［4］强调生物可利用性是一个整体的动态过程，包括以物理化学作用为驱动的解吸过程（Desorption Pro⁃cess）和以生理学作用为驱动的吸收过程（Uptake Process）。无论哪一种对生物可利用性的定义实质都在于：将生物体与周围环境联系起来，研究物质与生物体的潜在相互关系［1，5］。Nelson［6］将重金属的生物可利用性定义为：重金属能对生物体产生毒性效应或被生物吸收的性质，由间接的毒性数据或生物体浓度数据来评价；Ehers等［7］认为生物可利用性是生物受体暴露于土壤、底泥中污染物的一种限度。Lanno等［8］将生物可利用性的概念划分为3个层次：环境可利用性（Environ⁃mentally Availability），环境生物可利用性（Envi⁃ronmentally Bioavailability）和毒理生物可利用性（Toxicological Bioavailability）。

土壤组分，重金属形态，植物的种类，尤其是土壤-植物系统的相互作用决定了土壤中重金属的生物可利用性［9］。同时，对环境能产生潜在影响，并能被生物所吸收利用的，一般认为是土壤中具有生物可利用性并且理化性质活泼的那部分重金属［10］。生物可利用性是污染物质进入生物受体的潜力的表征。受体、暴露途径、暴露时间和被污染环境条件的不同都会影响到污染物质的生物可利用性。

2 土壤重金属生物可利用性影响因素

重金属进入土壤后可与土壤组分作用，形成各种形态的重金属。在不同的pH值、有机质含量和氧化还原电位等的土壤条件下，重金属元素的生物可利用性和移动性有很大的差异，会表现出不同的活性和生物毒性［11-12］。不同的土壤的类型、理化性质、植物种类和复合污染情况等都对重金属的生物可利用存在直接影响，从而也导致了土壤重金属生物可利用性研究的复杂性与多样性。忽略土壤性质因素（pH值、有机质含量、氧化还原电位和土壤中微生物等）来评价重金属的生物可利用性是不完整的［13］。

2.1 土壤pH值

pH值是土壤中溶解-沉淀、吸附-解吸等反应的重要影响因子。一般认为，pH值与土壤中重金属的生物可利用性的变化规律是：随着土壤pH值的上升，大部分元素会因为吸附作用而浓度降低，土壤中重金属的生物可利用性下降。同时，土壤有机质-金属络合物的稳定性也随pH值的升高而增强［14］。土壤中pH值的增加，可使得铅的可溶性和移动性降低，铅在土壤固相的吸附量和吸附能力加强。Sauve等［15］认为土壤铅含量和土壤pH值呈线性相关。Martinez等［16］认为pH值越低（＜5.2），土壤铅的移动性和生物可利用性越强。在一定的pH值范围内，粘土矿物对汞的吸附量随土壤pH值的增大而增大，将土壤pH值从3.0提高至5.0，土壤对汞的最大吸附量将从86%提高到98%；增高pH值可提高腐殖质对汞的吸附容量，有利于腐殖质对土壤中汞的络合，并促进络合物的稳定性［17］。在pH值为4.7～6.5时，腐殖质对汞离子存在最大吸附［18］。

2.2 土壤有机质

土壤有机质是土壤的重要组成物质，它在土壤中的含量一般在5%以下，多数土壤只有1%～3%，比土壤矿物质的含量低得多。有机质结合态重金属是土壤重金属的重要形态，其数量常与有机质的积累有关［11］。土壤中有机质的-SH，-NH2等基团能与铅结合形成稳定的络合物，使得铅的迁移能力降低［12］。这就意味着大分子固相有机物会同土壤中的粘土矿物一起吸附重金属，从而限制其移动，影响其生物可利用性。在富含有机质的土壤中明显存在汞富集的现象［19］，在一定的土壤条件和时间限制下，土壤有机质每增加1%，汞的固定率可提高30%，同时还能改变土壤汞的形态分布［20］。也有研究认为土壤中水溶性有机质（DOM）与土壤有机质的含量正相关，土壤DOM含有大量的功能基团，可以与土壤中的重金属通过络合和螯合作用，形成有机-金属配体，提高重金属的可溶性，生物可利用性增强［21］。

2.3 土壤氧化还原电位

土壤中的铁锰氧化物，特别是锰的氢氧化物，对铅离子有较强的专性吸附，对铅在土壤中的迁移转化以及铅的活性和毒性影响较大［12］。随着土壤氧化还原电位的升高，土壤可溶性的铅和高价铁锰氧化物结合在一起，从而降低了铅的迁移性及生物可利用性。汞在土壤中的存在形态由土壤的氧化还原条件决定。当土壤在还原条件下，有机汞转化为金属汞［22］。

2.4 其他因素

土壤中重金属的种类、浓度和元素组合等也对重金属的生物可利用性有决定性的影响。重金属的生物可利用性还因植物的种类和生长特性而异。同种植物的不同部位吸收重金属的能力不同，不同形态重金属的生物可利用性与植物吸收的途径也相关。

3 土壤-植物系统中重金属毒性效应与生物可利用性

土壤-植物系统是生物圈的基本结构单元，是土壤环境研究的主要对象。土壤中的重金属易被植物吸收，并在植物体内积累。土壤-植物系统在为人类提供强大生产力的同时，也承受着人类活动带来的各种污染。由于土壤-植物系统之间的相互作用非常复杂，植物对重金属的吸收量依赖于土壤中重金属的化学形态和生物可利用性。植物种类的差异直接决定了吸收重金属能力差异。同一植物种类对不同的重金属元素的吸收富集能力不同，不同种类的植物对同一种重金属元素的吸收富集能力也不同。土壤-植物系统可以通过一系列物理、化学及生物学过程对环境中的污染物质起到净化作用。当污染负荷超出其承受的容量或“弹性限度”时，会对陆生生态系统构成潜在的巨大威胁，不仅影响植物的产量与品质，而且影响大气和水环境的质量，甚至会通过食物链危害人类的生命和健康。

柴世伟等［23］调查的广州市郊区农业土壤以及该土壤上所产蔬菜的重金属含量的结果表明：同种蔬菜对不同的重金属有不同的吸收能力，不同种蔬菜对同种重金属的吸收能力亦有差异；即使在同一种土壤中，各种蔬菜对不同重金属的富集能力有很大的差别；而对于同一种蔬菜，在不同的土壤中对同一种重金属的吸收能力也不相同。同时，植物生长也会影响土壤中的重金属赋存状态和移动性；即使在不同的植物生长期内，其吸收能力也有较大差异，一般成熟期高于生长期。Ramkens等［24］的盆栽试验表明：植物的生长能使土壤的pH值上升，土壤溶液中的有机碳和钙含量增加，从而使土壤中溶解铜的总量及活度降低，达到了稳定污染土壤中的铜和降低毒性的目的。何振立［25］报道了低浓度的铅对作物的生长不会造成危害，但随着浓度的升高而表现出对水稻秧苗生长发育状况和产量的影响。谢正苗等［26］发现在盆栽试验中土壤含铅量大于400 mg/kg时，水稻秧苗叶面出现条状褐斑，幼苗矮小，根系短而少；当达到1000 mg/kg时，秧苗的叶尖及叶缘均呈褐色斑块，最后枯萎致死。铅使水稻生长受阻的主要原因是根系遭受毒害而丧失正常功能，减少了细胞的有丝分裂速度，抑制了根系的生长，妨碍根系对养料的吸收；另外，铅能影响水稻的光合作用，延缓生长，推迟成熟而导致减产。

王定勇等［27］认为：虽然土壤中的微量汞含量能对植物产生刺激作用使得生物量增加、生长加快，但是超过了临界值就会对植物产生毒性，不同植物种类对汞的耐受能力不尽相同。祁忠占［28］将植物对汞的危害反应分为“敏感型”、“较敏感型”和“不敏感型”，如蔬菜中番茄和油菜是敏感型，黄瓜为较敏感型，菜豆、甘蓝为不敏感型。张义贤等［29］在对汞离子、铅离子等4种重金属的植物毒性试验中发现：随着金属浓度的增加和暴露时间的延长，植株种子的萌发率、根生长速率和有丝分裂指数明显下降，诱发的染色体畸变显著增高，细胞核仁结构分解造成植物的细胞遗传学毒害效应，其中汞的毒性最大。同时，汞还能影响植株光合作用，加速叶片的老化，造成植物生理、生化过程的紊乱，从而导致植物受害。

植物根系会被动的吸收铅，铅从根部向茎、叶部的输运能力非常有限。铅可被植物键合在根系外部，也可被植物结合在非原生质体、根细胞壁和细胞器官中，通过电子转移反应影响到线粒体的呼吸与光合作用。汞对植物生长发育的影响主要有：抑制光合作用、根系生长和养分吸收、酶的活性和根瘤菌的固氮作用等。植物根系和叶子均能吸收汞，汞及其化合物被植物根系吸收后在植物体内的输运能力有限，有些植物对有机汞的输运要比对无机汞更容易。豌豆类植物还可形成甲基汞。虽然无机汞对植物的毒害作用不很明显，但是当汞的化合物被还原为金属汞，并以汞蒸气出现时，可由叶面气孔进入植物体，这一过程将增强汞对植物的毒害作用［30］。

在土壤-植物系统中，重金属进入土壤后，首先直接表现出对植物生长发育（生物量、根系发育等）的影响；其次内在引起一系列作物生理、生化指标，如叶绿素含量、丙二醛含量、可溶性蛋白含量以及ATP酶活性等的变化。通过以上的生理生化指标的变化可预测植物受环境胁迫的程度及土壤的污染状况。同时，植物能通过自身的调节（防御系统）被动或主动地吸收金属元素以适应外界条件的改变，从而使得重金属元素在植物体内富集。

4 重金属生物可利用性研究中待解决的问题及趋势

4.1 界面和复合污染

界面（interface）是密切接触的两个不同物间的过渡区（约几个分子的厚度）。界面现象在自然界中普遍存在。至今，就界面问题开展的研究工作在自然科学的诸多领域异常活跃，多成为各个领域的前沿研究内容［31］。环境科学中的界面是针对两个或两个以上的环境介质单元间相互作用的产物，具有一定的空间特性，是一类重要的微环境，污染物在界面中会表现出不同于单一环境介质中的特殊性质。因此，多介质环境的界面不仅是污染物跨介质迁移的通道，也是污染物或微小生物的高富集区。不同介质间的界面效应导致污染物跨介质界面迁移从机制到速率都比在单一介质内部的迁移更为复杂。同时，污染物在界面附近会发生化学的和生物的转化，常常会表现出与其在远离界面的环境介质内部不同的性质。界面过程是污染物在多介质环境中运动的重要形式。由于自然环境中总是存在着多种介质，在进行污染物的危险评估及对生物体的暴露分析时，需要关注这些污染物在界面中的迁移和积累［32］。生物可利用性研究实际就是对生物体真实的暴露分析，不可避免的会涉及到多介质环境，而多介质环境又具有不同的环境界面，诸如水-土界面、土-植物界面和水-生物界面等，对于真实、有效的生物可利用性研究越来越显示出其重要性。生物与其周边环境存在着特殊的“物理-生物”界面，生物的生理活动在很大程度上改变了该界面附近很小区域的环境条件，形成特殊的界面微环境。在这种微环境中，微量金属（污染物）的形态与其生物可利用性存在普遍的互动关系。植物的生理作用对土壤中微量金属的生物可利用性的改变过程主要发生在根际土壤微环境中。一方面，不同存在形态的微量元素决定了其被生物吸收的可利用性；另一方面，生物体的活动又导致微环境变化，相当程度上改变着微量元素的形态。

复合污染是指多元素或多种化学品，即多种污染物对同一介质（土壤、水、大气、生物）的同时污染，是一个复杂的、涉及多项因子相互联系的交互作用的结果［33］。在自然生态系统中，重金属污染主要以复合污染形式存在。重金属复合污染不仅严重危害植物生长，而且对土壤酶活性、土壤微生物生长和代谢产生明显不良影响［34］。随着科技的发展，研究者逐渐认识到污染物的许多环境效应无法用单一污染物的作用机制来解释。任何一种进入环境系统的化学品，其物理、化学、生物等行为过程都不可能不受其他环境因素影响而单独进行。过去依赖单一效应制定的有关评价标准也无法真实反映环境的质量要求。近年来，研究者在多介质、多界面和不同尺度层次上进行着复合污染生态的方法、理论与指标体系的研究。因此，复合污染研究逐渐成为环境科学发展的重要方向之一。生物可利用性研究也不可回避地面临着在复合污染条件下，污染物质存在交互作用（如拮抗、协同、竞争、加合和抑制等）时表现出的不同于单一污染物作用于生物体所表现出毒害作用（吸收、合成、滞留、联合和富集等）或解毒作用（回避、排斥、固定、分泌、排泄、酶变和扩散等）的变化［35］。研究不同重金属之间，重金属—有机污染物复合污染情况下，生物体对污染物质的吸收、富集的联合作用将会成为生物可利用性研究的热点问题。

4.2 受试生物的选择

生物可利用性研究中的受试生物种类广泛，不同的生物品种对重金属的生物可利用性是不同的。同时，植物不同生长期，不同部位吸收重金属的能力也不同。重金属生物可利用性与其生物毒性息息相关。形态分析技术开发的主要目的在于确定具有生物可利用性和生物毒性的元素形态并寻求获得其含量的方法。预测微量金属毒性的一般做法是按照特定分类原则对微量金属形态进行分离和测定，并进行毒理学实验，确定微量元素与毒性之间的关系。基于毒理效应的生物可利用性研究对于毒性作用受体的选择至关重要。首先，受试生物要具有对毒物的敏感性与指示性，存在明显的毒物剂量-效应关系；其次，受试生物要具有对毒物抗性与富集性。超积累植物往往对毒物的敏感性不强，而敏感的指示植物往往不具有重金属的富集性；再次，受试生物要具有可区分的典型生理期和广泛的代表性。不同的典型生理期能显示该受体不同时期重金属生物可利用性的差别，而广泛的代表性则具有研究的现实意义。连贯性、系统性的基于毒性效应与生物吸收的生物可利用性研究将可能成为生物可利用性研究的热点。

4.3 评价方法的探索

重金属生物可利用性常用的评价方法仅是从各自的角度进行评价，相互间缺少一定的分析比较，而且各种评价和试验方法本身也存在一定的问题［36］。迄今，没有一个可以用来进行形态分析与生物可利用性之间关系研究的普适方法。建立能普遍适用的预测生物可利用性的方法已成为研究者的共识。实验室方法学应尽量模拟植物在野外生长的实际条件，应能反映影响生物可利用性的诸多因素的综合作用结果。这种新的认识是从总结过去工作的基础上得来的。以往的研究者试图从非常复杂的关系中建立土壤矿物相中金属元素的溶解性与生物可利用性的关系，或者金属元素的形态与生物可利用性的关系。这种考虑忽视了土壤-植物系统复杂反应的综合效应对生物可利用性的影响。同时，基于化学法后续的相关性分析的生物可利用性研究往往只能在定性上给出环境条件变化下的生物可利用性增强或者减弱的变化情况。对于定量指标体系的探讨，将有利于不同学者研究成果间的互相对照。因而，完善统一重金属生物可利用性评价方法，同时探讨定量表征生物可利用性变化的指标体系或研究方案，将是未来生物可利用性研究中的又一重点。

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