土壤-植物系统中重金属迁移性的影响因素及其生物有效性评价方法

赵云杰，马智杰，张晓霞，薛筱禅，历梦颖，程雨薇，查同刚

（1.北京林业大学 水土保持学院教育部水土保持与荒漠化防治重点实验室，北京 100083；2.中国水利水电科学研究院，北京 100038）

土壤-植物系统中重金属迁移性的影响因素及其生物有效性评价方法

赵云杰1，马智杰2，张晓霞1，薛筱禅1，历梦颖1，程雨薇，查同刚1

（1.北京林业大学 水土保持学院教育部水土保持与荒漠化防治重点实验室，北京 100083；2.中国水利水电科学研究院，北京 100038）

土壤-植物系统中重金属迁移性取决于其在土壤中的化学形态、赋存状态和土壤环境，反映土壤重金属的污染程度和对生态环境及人体健康的危害；土壤重金属生物有效性的评价方法研究，可为认识土壤重金属污染危害，修复重金属污染土壤提供理论基础。本文系统综述了土壤理化性质、重金属特性、植物种类与根际效应、人为活动及其它因素对土壤-植物系统中重金属迁移性的影响机理；阐明了总量预测法、化学形态提取法、自由离子活度法和生物学评价等方法的应用及其优缺点，并对今后研究进行了展望。

土壤-植物系统；重金属；迁移性；生物有效性；评价方法

1 研究背景

土壤-植物系统中重金属因其难降解，易富集，并通过食物链危及人体健康而成为当今环境生态的研究热点［1-2］。土壤重金属总量可衡量重金属富集的可能性，但不能表征元素在土壤中的存在状态和迁移性，也不足以作为评估重金属生物有效性的充分标准［1，3-5］。McCarty等［6］认为重金属生物有效性是一个包含两个不同驱动机制的动态过程，即以物理化学作用驱动机制的解吸过程和以生理学作用为驱动机制的吸收过程。因此，生物有效性不仅受环境的影响，也受生物体自身物理、化学和生物学特性等方面的影响。单孝全等［7］认为重金属迁移性研究应涵盖重金属的土壤环境有效性，生物有效性和毒理有效性及重金属在土壤、生物膜和生物组织内的迁移转化过程等。土壤环境有效性包括重金属总量，重金属形态以及影响重金属形态转化的土壤pH值，粒径组成和有机质含量等；生物有效性主要包括重金属在生物体内的分配、代谢过程及重金属的积累效应；毒理效应主要研究生物组织内，重金属累积到一定含量时产生的毒害等。本文系统综述土壤-植物系统总金属迁移性的影响因素，阐述土壤重金属生物有效性主要评价方法及其优缺点，揭示重金属在土壤-植物系统中的行为特性，可为深入认识土壤重金属污染危害，探讨土壤重金属污染修复等提供理论参考。

2 土壤-植物系统中重金属的迁移

2.1土壤重金属的特征

2.1.1 土壤中重金属的总量与来源 大量研究表明土壤重金属的总量与其在土壤中的各种状态之间多表现为显著相关。如土壤中的铜含量显著相关于水溶态和可交换态二价铜离子，并且直接影响到铜离子的活度［8］。

金属元素的化学形态与土壤重金属的来源密切相关。比较而言，污灌和污泥施用导致的重金属污染，碳酸盐结合态和交换态重金属离子含量往往高于重金属化合物的直接输入［9-10］。而各种化学试剂特别是有机试剂如螯合物的添加，可导致重金属活性的增强。另外，不同种类外源重金属添加导致的效应也有所差异，如外源镉可导致污染土壤中有机结合态镉下降，而残留态和交换态上升，而外源铜、铅和锌的添加将引起铁锰氧化物结合态的增加［11］。

2.1.2 土壤中重金属的形态 重金属与土壤不同组分如黏粒、有机物等结合方式不同，其可移动性和迁移特征往往有所不同，因此常依据不同组分的结合方式划分重金属的化学形态。土壤中重金属在各种复杂的物理化学和生物化学过程作用下，形成了与多种物质、以多种方式相结合的不同形态的重金属，其可迁移性和生物有效性也截然不同［12］。基于土壤重金属与不同组分的结合方式和溶解特性，用一系列提取剂分别提取出对应形态的重金属，称为连续提取法。其中应用最广泛的Tessier法，依据提取剂和提取方法的不同，将土壤中总金属分为可交换态、碳酸盐结合态、铁锰结合态、有机结合态和残留态（即硅酸盐态，又称残渣态）［13］。相对而言，交换态和碳酸盐结合态迁移能力较强，更容易被生物吸收。

2.1.3 重金属元素的复合污染 与其他离子相似，土壤重金属离子间具有加和、拮抗和协同等交互作用，使土壤-植物系统中土壤重金属的生物有效性发生改变。加和作用和协同作用都导致土壤重金属的活性高于单一重金属。研究表明添加铅可增强黑麦草根系对营养液中镉的吸收，同时铁的吸收量也上升［14］。拮抗作用可导致重金属活性的下降和生物有效性的减弱，如镍和锌互相降低对方在超富集植物体内的吸收量［15］。重金属复合污染与重金属浓度具有一定关系，如土壤溶液中镉、锌的交互作用与浓度密切相关，镉浓度高时能提高锌的生物有效性，而锌浓度高将抑制镉的生物有效性［16］。

2.2植物对重金属迁移的影响

2.2.1 植物种类 不同植物对重金属吸收能力具有差异。具体可分为两个角度：同种植物对不同重金属和不同种植物对同种重金属。Janssen等按植物吸收金的能力将植物分为四类：定量植物、半定量植物、近背景植物、背景植物。一些具有超强吸附能力的植物被称为超富集植物（Hyper-accumula⁃tor），其吸收能力可达到一般植物的100倍甚至更多［17］。另外，植物体内的各种氨基酸也会对植物吸收重金属的能力产生重要影响。

2.2.2 根际效应 根际特殊的pH值和氧化还原特性将影响根际土壤重金属的离子形态，改变其生物有效性，对重金属植物吸收产生重要影响［18］。根系脱落物分解转化、根系分泌物等可以促进或降低金属离子的生物有效性，如Casano等研究发现，在非根际以可迁移态存在的重金属，在根际可能转化为残渣态，分析认为根际特殊的pH值和氧化还原电位可能导致迁移能力强的重金属转化为络合态或铁锰结合态，失去生物有效性［19］。

2.3影响重金属迁移的土壤和环境因子

2.3.1 土壤pH 土壤pH对土壤重金属生物有效性影响机理主要存在于两个方面，一是土壤酸碱性决定土壤中各种物质的形态、溶解度及其有效性，二是土壤pH影响各离子在固相土粒上的专性吸附［8］。随土壤pH升高，土壤阳离子交换量上升，重金属阳离子的吸附量和吸附能力加强，研究发现当pH自4.5上升到5.0时，酸性砂土对镉的吸附增加了一倍［20］。另外，土壤pH值对重金属离子活度有显著影响，研究发现当土壤pH值从3.9升高到6.6时，土壤有机铜比例由30%增加到接近100%［21］，但H+和金属离子在吸附点位上的竞争可能导致重金属生物有效性随酸性增加而下降［22］。另外，土壤pH也可通过影响土壤微生物的生命活动从而影响土壤中重金属离子向植物体的迁移过程。

2.3.2 土壤有机质含量 土壤有机质是土壤中一切有机物质的总称，土壤有机质不仅可协调土壤理化性质，改善土壤的肥力状况，而且可与土壤中各种重金属离子发生络合反应，改变重金属的赋存形态。土壤有机质通过络合作用降低重金属有效性方面的研究结果表明：（1）添加有机质可显著增强土壤胶体对重金属离子的专性吸附，极大地降低重金属离子的浓度和活性［23］；但也有学者研究发现这种改变依赖于腐殖酸在固相上的吸附和重金属－腐殖酸络合物的溶解度等因素［24］。（2）土壤有机质添加可能改变土壤中重金属的形态分布，增加重金属的生物有效性。如添加土壤有机质到砂壤土后，可迁移态的镉增加了1倍，而固定态的重金属下降了6%［25］。另外也有研究表明有机质含量增加可能导致碳酸盐结合态重金属的减少，这可能与有机酸对碳酸盐的溶解作用有关［26］。但有一个矛盾的发现是有机质添加对土壤-植物系统中重金属活性影响不显著［27］，可溶性有机物被认为与这一矛盾现象密切相关，而高分子的有机物可形成有机无机复合胶体，吸附重金属，降低其活性［28］。

2.3.3 黏粒含量 黏土矿物主要通过离子交换作用吸附溶液中的重金属［29］，对植物吸收重金属产生重要影响。土壤质地与土壤中交换态重金属含量密切相关，土壤黏粒含量高时，土壤中固定态重金属比例较高，土壤重金属生物有效性较低。统计分析表明，增加土壤黏粒这个变量，可显著提高土壤中植物体重金属含量与土壤可迁移态重金属含量之间的相关系数。研究发现黑麦草幼苗主要吸收交换态、吸附态的铅和镉，有机结合态对植物也具有一定的潜在影响［30-31］。在决定土壤中重金属的生物有效性方面，黏土同有机质的地位相近。

2.3.4 人为活动 人为活动可通过改变土壤组分或理化性质对土壤重金属的生物有效性产生影响。土壤耕作将改变土壤孔隙和密度等物理性质，导致有机物质的分解转化，改变土壤中重金属的赋存形态和生物有效性［32］。长期连作可能使土壤有机物质的组成发生改变，进而改变重金属的活性［24］。施肥和土壤改良也会改变土壤重金属的迁移能力，如在酸性土壤中添加石灰可降低植物中代换性重金属的含量［21］，其机理一方面是pH值的改变影响了重金属的形态，另一方面大量钙的输入抑制了土壤重金属的活性［17］。

化学试剂添加可促进植物对重金属的吸收。如富含有机酸的土壤改良剂施入土壤，可能导致固相土壤中的结合态重金属通过螯合作用解吸出来。Huang等对土壤中铅污染研究表明，螯合剂可螯合土壤中的铅，促进其被植物吸收，不同螯合剂活化能力表现为EDTA＞HEDTA＞DTPA＞EGTA＞ED⁃DHA［33］。有机酸也可能通过螯合作用，将土壤重金属吸附在植物的根部，提高重金属进入植物体的可能性［8］。

2.3.5 其它因子 土壤污染的时间和土壤温度等对重金属生物有效性也会产生影响。如重金属的形态分布需要经历一定时间后才会达到一种相对的动态平衡状态，同时重金属吸附-解吸等过程也需要一定的时间［4］。土壤温度和水分含量都将影响土壤有机物的分解速率，植物吸收养分等生命活动也需要适宜的环境温度下进行［8］。此外，土壤阳离子交换量随pH值、土壤质地、有机质的变化而变化，从而影响重金属的吸附量，对重金属元素生物有效性产生影响［3］。

3 重金属生物有效性的评价方法

3.1总量预测法土壤重金属总量是土壤中重金属的总容量，与土壤重金属各种形态间具有密切关系，在衡量污染程度方面具有不可替代的作用。如土壤中镉的全量与可迁移态之间显著相关，据此可建立回归方程并得到了有效性验证［34］。尽管不能用总量直接表征土壤-植物系统中重金属的生物有效性，但构建总量和不同形态重金属之间的数学模型，不失为简单有效的预测方法，使采用重金属总量评价土壤重金属生物有效性具有了较强的科学前景。

3.2形态分析法土壤-植物系统中重金属生物有效性评价最常用的方法就是依据不同形态重金属特性，采用不同的试剂，提取出对应形态的重金属，据此含量进行评价［8-12］。化学提取法的关键是提取剂和提取方法的筛选，以及提取结果与重金属生物吸收量之间的合理性分析。

3.2.1 土壤重金属的形态分析 根据操作过程，可将土壤重金属形态分离方法分为单独提取法和连续提取法。单独提取法又称一步提取法，即采用特定的提取剂提取土壤重金属的对应形态。一步提取法主要被用于评价某些重金属的污染机制，如确定重金属元素的可迁移性，了解施肥过程中重金属形态转变和生态毒性评估等。目前很多国家已接受一步提取法为重金属有效性评价的标准方法（表1）。

连续提取法是根据不同形态重金属的理化性质，把一种或一组被测定物质进行分类提取的过程［35］。其中最权威和应用最广泛的为Tessier和BCR两种连续提取法（表2）。相对于Tessier五步提取法，BCR法提取物包括弱酸溶态、可还原态（氧化态）、可氧化态（还原态）和残余态等共4中形态［12］。欧共体标准局BCR结合以上两种方法，提出了只包含弱酸提取态、氧化态和还原态的三步提取法［3-8］。

3.2.2 植物体重金属的形态分析 总体而言，植物样品中重金属形态可划分为有机态和无机态。国内外研究者根据不同形态重金属溶解性的不同，采取多种有机、无机溶剂，提取植物样品中不同形态的重金属（表3），并以此探讨植物体中重金属含量、形态等与土壤重金属形态间的关系，揭示重金属在土壤-植物连续体中的迁移转化规律［16-18］。

表1 一些欧洲国家的标准化提取方法

表2 Tessier法和BCR法的对比［7-9］

表3 植物样品中重金属形态及其提取剂

3.3自由离子活度法（道南膜平衡法，DMT）电解质溶液中参与电化学反应的离子的有效浓度称为离子活度，土壤溶液中重金属的化学形态对其离子活度具有直接的影响，进而影响重金属元素的迁移能力。道南膜平衡技术基于胶体化学中关于半透膜两侧电解质平衡浓度关系的理论，采用低浓度的电解质溶液，可准确测定重金属离子的活度［10］，衡量和评价重金属在土壤-植物连续体中的迁移能力。该方法可同时测定多种元素，在土壤重金属的生物有效性评价方面具有广阔的应用前景［36］。

3.4生物学评价法生物学评价方法最直观，常见的如生物/微生物指示法、植物/土壤样品检测法、指示动物（如蚯蚓等）监测法等［37］，目前应用最广泛的有植物指示法和微生物性学评价法。

3.4.1 植物指示法 植物指示法的思路是以某些对重金属具有专性吸附的植物种类为指示植物，以植物体的重金属与土壤重金属总量的比值为指标，评价土壤中重金属被植物吸收的可能性［38］。由于指示植物种类、组织部位、生长阶段等对不同重金属元素的吸收和富集特征的差异，指示植物的选择及其使用范围是该方法科学性的关键因素［37］。目前多选用黑麦幼苗作为指示植物［26］。

3.4.2 微生物学评价法 土壤中各种物理化学和生物化学过程都需要微生物的参与，因此涉及土壤微生物数量和活性及其生理生化特性的各项指标均可用来评价土壤重金属的生物化学效应［39］。但由于微生物区系组成和数量在不同土壤系统中的差异性，以及微生物指标本身的变异特性，使评价结果之间往往不具有很高的可比性，同时微生物提取与测试方法本身的不确定性制约了微生物方法的广泛应用［40］。对于生态系统而言，不同生物受重金属毒害的程度和外在表现又各不相同，因此目前生物学评价法主要应用在个体和种群层次上［41］，生物受体选择是微生物评价法的关键问题。另外，微生物学指标与土壤性质及环境条件密切相关，重金属形态变化与微生物指标间的耦合关系应为微生物评价指标研究的重点［42］。

4 结论与展望

土壤-植物系统中重金属迁移能力既取决于重金属元素、土壤、植物和植物特性，同时是生态环境和时间等多因子综合作用下的结果，具有典型的时间和空间变化特征。区域性、临时性的室外采样分析测试和室内模拟可揭示重金属含量、形态及迁移能力在土壤-植物系统中的现状和短期波动，但不能有效阐明重金属大空间尺度的分布及动态变化。因此，有必要按照重金属在较大空间尺度上分布规律，布设一定数量的长期定位连续监测样点，将有助于揭示重金属在土壤-植物系统中迁移能力的影响因素和作用机理。

土壤-植物系统中重金属的生物有效性评价涉及2个基本方面：一方面，重金属及其赋存形态的测定；（2）重金属迁移能力及其毒性评价。当前重金属形态分析测定存在一步提取法和三步、四步和五步等连续提取法，各提取形态间既相互联系又分别有不同的对应组分与性质。多种方法共存导致评价结果的相互矛盾或不可比拟。另一方面，重金属在土壤-植物系统中的迁移转化及生态毒性，是土壤、植物、环境及微生物等综合作用的结果，当前采用的主要方法：①依据各提取形态计算生物可利用性；②依据生物活性系数（MF）计算生物有效性；③依据迁移系数（M）计算迁移能力；④采用综合污染指数等。以上评价方法虽然在一定程度上反应了重金属的生物有效性，但未能很好地实现物理、化学、生物学方法与植物本身生物生理特性的有机融合，各方法间的相互关系及评价结果的实效性，有待进一步深入研究。

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Influencing factors of heavy metal mobility and evaluating methods of heavy metal bioavailability in soil-plant system

ZHAO Yunjie1，MA Zhijie2，ZHANG Xiaoxia1，XUE Xiaochan1，
LI Mengying1，CHENG Yuwei，ZHA Tonggang1

The mobility of soil heavy metals in soil-plant system depends on their specific chemical forms，binding states and soil environments，which reflects the degree of soil contamination and corresponding haz⁃ards to eco-environment and human health.Studies on theevaluating methods of soil heavy metal bioavail⁃ability help to realize the risk of soil heavy metal pollution and provide theoretical bases for soil remedia⁃tion.In this paper，the influencing mechanisms of soil physic-chemical character，properties of heavy met⁃als，plant species and rhizosphere effect，human activity and other factors on heavy metal bio-availability in soil-plant system are summarized.The application，advantages and disadvantages of the total prediction method，chemical extraction procedure，Free-ion Activity Model and biological evaluation method are sys⁃tematically summarized.Finally，some problems and development in the future in terms of heavy metal mo⁃bility and bio-availability in soil-plant system are put forward.

soil-plant system；heavy metal；mobility；bioavailability；evaluating method

：Adoi：10.13244/j.cnki.jiwhr.2015.03.004

1672-3031（2015）03-0177-07

（责任编辑：韩 昆）

中央高校基本科研业务费专项（BLYX200925，TD201103）；国际科技合作专项（2012DFA60830）

赵云杰（1968-），男，山东安丘人，主要从事水土保持相关研究。E-mail：zhaoyunjie0421@sina.com