土壤重金属形态分析方法及其与环境风险的关系

孙 军， 邓四化， 徐 俊， 王隽哲， 徐嘉俊

1. 上海电气集团股份有限公司 中央研究院 上海 200070 2. 上海电气南通国海环保科技有限公司 江苏南通 226000



土壤重金属形态分析方法及其与环境风险的关系

孙 军1， 邓四化2， 徐 俊1， 王隽哲1， 徐嘉俊1

1. 上海电气集团股份有限公司 中央研究院 上海 200070 2. 上海电气南通国海环保科技有限公司 江苏南通 226000

研究对比了水和土壤这两种不同介质中几种重金属形态的分析方法，以及重金属生物有效性与形态的关系，评价各种重金属形态分析方法的优缺点，比较几种不同评价方法的适用性和评价结果的差异性。结果表明，不同的分析方法，其评价结果有较大差异，且与其适用的分析对象存在状态(液态或固态)有关，评价结果的差异性影响了生物有效性在风险评估和污染治理中的应用。未来发展的重点是加强重金属生物有效性的理论研究，使评价方法统一化和标准化，提高数据的可靠性，从而为重金属环境污染的治理、修复和生产废物的资源化利用提供理论依据。

重金属； 形态分析； 生物有效性； 风险评价

重金属的积累对生态环境的影响已引起了人们的广泛关注。积累在环境中的重金属不仅对环境本身和农产品质量造成威胁，也会直接或间接地影响人类和动物的健康[1]。基于此，通过重金属形态评价重金属元素的生物有效性是一个重要课题[2-3]。

重金属可以不同的形态存在于环境中，不同形态的重金属差异较大，其生物有效性、毒性、可移动性也有较大差异[4]。重金属形态分析的研究在理论和实践中都有重要意义。

生物有效性和形态分析关系尤为密切,形态分析是生物有效性的基础,生物有效性是形态分析在研究领域的具体延伸,形态分析的发展制约着生物有效性的发展。

大多数生物有效性研究所用的方法都是确定污染物在环境中的形态分布,再将这些形态分布与生物体中污染物的富集量通过单元回归或多元回归进行统计分析[5]。因此，探讨影响土壤中重金属生物有效性的因素对评价重金属的毒性具有重要的意义。

1 生物有效性概念

生物有效性概念首次出现是基于物理化学概念,被描述为水体环境中污染物在生物传输或生物反应时被利用的程度[6]。重金属的生物有效性指重金属能被生物吸收或对生物产生毒性的性状,可由间接的毒性数据或生物体浓度数据进行评价[7]。相当长一段时间以来,对生物有效性没有统一的认识,而是被划分为基于化学的和基于生物学的两个不同概念。化学概念认为生物有效性是指一个化学物质可否用于吸收存在的或潜在的毒性,而生物学概念侧重于强调物质通过细胞膜进入生物体。Mackay等[8]强调生物有效性是一个动态的过程,包括两个截然不同的阶段： 以物理化学作用为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。以上研究的实质都在于研究化学物质与生物体的一种潜在相互关系,必须将生物体与周围环境联系起来，因此,生物有效性不仅受环境的影响,也受生物体自身的影响,这些影响涉及到物理、化学及生物等各个方面。相应的,很难在土壤学、环境化学和生物学之间给出一个统一的定义。针对不同的研究对象及研究环境,人们分别赋予不同的定义： ① 可被生物受体吸收的程度和速率[9];② 环境介质中积累于生物体内的金属部分[10-11];③ 绝对生物有效性和相对生物有效性[12]。定义的不一致反映了当前生物有效性的研究没有达到化学与生物学的真正融合[13]。因此,一致的生物有效性评价方法学也就很难建立了。

2 重金属形态分析和生物有效性的评价方法

有关土壤中重金属元素生物有效性的研究方法有生物试验法、植物指示法、化学形态分析法等[14]，其中化学形态分析法包括总量预测法、化学提取法等，各种方法都有其适用范围和局限性。

环境生物地球化学认为,污染物的生态环境风险是以生物有效性形态为基础的,而土壤重金属生物有效性及其风险主要决定于有效态的含量，所以要进行生物有效性分析首先需要进行重金属的形态分析。

重金属形态指重金属的价态、化合态、结合态和结构态四个方面,即某一重金属元素在环境中以某种离子或分子存在的实际形式。根据国际纯粹与应用化学联合会的定义,形态分析指表征与测定一个元素在环境中存在的各种不同化学形态与物理形态的过程[15]。

2.1 总量预测法

土壤重金属总量作为评估土壤污染的重要指标,广泛存在于各国土壤环境标准中。但众多研究结果表明,仅通过重金属总量并不能准确评估和预测土壤重金属的环境风险、生物有效性和毒性[12,14,16]。然而,目前绝大多数国家的重金属环境质量标准和风险评价程序还是基于环境中重金属的总浓度而非实际暴露浓度进行衡量,也忽略了不同环境介质的性质差异,在很多场合其局限性已开始暴露。

2.2 单独提取法

单独提取法属于化学提取法的一种，适用于当痕量金属大大超过环境背景值的情况，是采用单一提取剂提取，将溶液分为有效态和残渣态的形态分析方法。单独提取法的特点是利用某一提取剂直接溶解某一特定形态,如水溶态、可迁移态、生物可利用态等，这一方法操作简便,提取时间短,便于直观了解土壤的受污染程度。常用的提取剂种类有水、无机盐提取剂、酸提取剂、有机络合物提取剂等。

以水作提取剂可测定土壤溶液中的迁移态金属元素,但是这一提取剂有两个缺点： 一是由于水本身不具备酸碱值缓冲能力,因此提取过程中酸碱值无法得到控制;二是被溶解的金属离子会产生较严重的再吸附现象[16]。

电解质溶液可以较好地释放出以静电吸引方式被吸附的金属阳离子。硝酸铵是一种强酸弱碱盐,因此会降低提取液的酸碱值。氯化钙则不会改变土壤的酸碱值,且二价的阳离子在悬浮液中有较好的凝聚作用,钙本身还是土壤中的主要金属元素,因此氯化钙是比较理想的提取剂[16]。

有机络合物提取剂包括乙二胺四乙酸(EDTA)、二乙烯三胺五乙酸(DTPA)等试剂，这类提取剂由于可与金属离子形成稳定的、水溶性的络合物而被广泛应用于评价重金属元素的生物有效性。EDTA的络合能力强,可以释放非硅酸盐结合态的金属,并与植物中金属元素的含量有较好的相关性,常用来表征植物的可利用态[17]。

DTPA提取法与植物吸收的金属元素也有很好的相关性,同样可用于表征植物的可利用态。DTPA络合能力较EDTA弱,提取的选择性较EDTA强,但可能会导致提取不完全。

酸提取剂包括乙酸、氯化氢等。乙酸提取法虽然与植物中金属元素的含量有较好的相关性,但是不适合于含碳酸盐高的土壤,且其分析结果的重现性不如EDTA好[18]。

2.3 Tessier五步连续提取法

化学提取法中的连续提取法通过模拟不同的环境条件,如酸性或碱性环境、氧化性或还原性环境，以及螯合剂存在的环境等,系统性地研究土壤中的金属元素迁移性或可释放性,能提供更全面的元素信息。连续提取法有以下优点： ① 提取的过程相似于自然界状况下土壤遭受的天然或人为原因引起的电解质溶液淋滤过程;② 得到的各种形态之和等于元素的总量,因此分析结果可以很好地进行自检;③ 可以得到在不同环境条件下土壤中重金属的迁移性,用以分别判断危害性、潜在危害性,并为土壤的合理使用提供科学依据。

应用最广泛的连续提取法是1979年由Tessier等人提出的基于沉积物中重金属形态分析的五步连续提取法[18]，已广泛应用于土壤样品的重金属形态分析[19]及其毒性、生物有效性等研究[20]。五步连续提取法将金属元素分为可交换态、碳酸盐结合态、铁锰氧化物结合态、有机物结合态及残余态，分级萃取步骤如表1所示。

表1 Tessier五步连续提取法萃取方法

单独提取法和Tessier五步连续提取法被环境学家和土壤学家广泛地用于分析土壤和水体沉积物中重金属的污染及其迁移、生物颗粒性等方面的研究，并取得了大量研究成果。但是这些利用不同提取剂、不同分析流程得到的往往是操作性定义的重金属元素形态,因此结果很难进行相互比较,也没有一种提取方法能被国际土壤环境界学者普遍接受。

2.4 电化学方法

总量预测法不能有效地反映重金属生物有效性，化学提取法存在诸多不足且操作复杂、再现性差。1997年，Maiz等[21]在电化学分析方法的基础上提出了更简便的两步提取法。

Maiz等人提出的方法可专门用于提取土壤环境中的活性重金属,包括移动态组分和易移动态组分，他们认为易溶态、交换态、螯合态代表金属对环境当前的和潜在的污染,三者最能体现重金属的生物有效性。

差示脉冲阳极溶出伏安法[22]是测定痕量重金属离子有效态的电化学分析方法,仪器价格适中，易于普及应用,已用于水样等样品中痕量金属的测定。将化学提取方法与此方法相结合，可以快速准确地测定土壤中有效态重金属的含量，较好地反映重金属的生物有效性。因为阳极溶出伏安法进行中电极动力学过程与重金属穿过细胞膜进入细胞的过程类似,所以阳极溶出伏安法能够较好地反映出重金属的毒性,为重金属风险评估提供理论依据。

电化学方法也存在各种重金属之间易相互干扰的问题[23]，土壤中存在的腐植酸和其它有机物会影响电极富积和溶出过程,从而导致极谱峰分裂，出现肩峰或亚峰,给定量带来误差，需要通过添加掩蔽剂来解决。

3 土壤重金属形态分析的环境学意义

3.1 土壤重金属形态与可迁移性的关系

土壤中重金属向植物体内的转移过程与重金属的种类、价态、存在形式及土壤和植物的种类特性有关[24],土壤的酸碱性质、氧化还原性质、胶体的含量和组成，以及气候、水文、生物等条件是土壤中重金属存在形态的重要影响因素。土壤中重金属的活性很大程度上取决于其赋存状态,不同形态的重金属产生不同的环境效应与生物毒性。土壤重金属形态分析与重金属在土壤中的迁移性、可给性、活性及污染土壤修复有密切关系[25]。

3.2 土壤重金属形态与可给性的关系

土壤中重金属的可给性是土壤与土壤水溶液间形态转化与传质平衡的反映,水溶态、可交换态和有机络合态是主要的可给性形态[26]。

4 问题及展望

重金属形态分析的主要目的是确定具有生物毒性的重金属的含量,分析难度比测定元素总量的难度要大很多，现行所用的一般形态分析方法不能分离与测定土壤溶液中游离的金属离子含量,也不能给出土壤颗粒物中重金属元素的真实形态,从而限制了生物有效性的研究。到目前为止，国际上还没有一种土壤中元素形态与生物有效性分析方法是被普遍接受和普适的,因而发展科学可靠、简单易行的分析方法和有一定灵敏度的检测仪器,进而准确测定环境中重金属元素的真实形态是今后迫切需要研究的问题与方向。目前大多数生物试验都是在单一金属和单种生物环境下进行的,金属混合物的毒性，以及生物群落对毒性效应的影响还有待开展。

[1] CAUSSY D, GOCHFELD M, GURZAU E, et al. Lessons from Case Studies of Metals： Investigating Exposure, Bioavailability, and Risk[J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2003,56(1)： 45-51.

[2] HAMELINK J L, LANDRUM P F, BERGMAN H L, et al. Bioavailability： Physical, Chemical, and Biological Interactions [M]. Boca Raton： Lewis Publishers, 1994： 63-71.

[3] JANSSEN C R, HEIJERICK D G, SCHAMPHELAERE K A C D, et al. Environmental Risk Assessment of Metals： Tools for Incorporating Bioavailability [J]. Environmental International, 2003,28(8)： 793-800.

[4] WANG S L, LIN C Y, CAO X Z. Heavy Metals Content and Distribution in the Surface Sediments of the Guangzhou Section of the Pearl River, Southern China [J]. Environmental Earth Sciences, 2011,64： 1593-1605.

[5] JUHASZ A L, WEBER J, SMITH E. Predicting Arsenic Relative Bioavailability in Contaminated Soils Using Meta Analysis and Relative Bioavailability-bioaccessibility Regression Models [J]. Environmental Science & Technology， 2011，45(24)： 10676-10683.

[6] LOBINSKI R， SZPUNAR J. Biochemical Speciation Analysis by Hyphenated Techniques [J].Analytica Chimica Acta， 1999，400(1-3)： 321-332.

[7] SCHECKEL K G, CHANEY R L, BASTA N T, et al. Chapter 1 Advances in Assessing Bioavailability of Metal(Loid)s in Contaminated Soils[J]. Advances in Agronomy, 2009,104： 1-52.

[8] SHARPE S， MACKAY D. A Framework for Evaluating Bioaccumulation in Food Webs[J]. Environmental Science & Technology， 2000,34(12)： 2373-2379.

[9] TORRES-ESCRIBANO S, DENIS S, BLANQUET-DIOT S, et al. Comparison of a Static and a Dynamic in Vitro Model to Estimate the Bioaccessibility of As, Cd, Pb and Hg from Food Reference Materials Fucus Sp. (IAEA-140/TM) and Lobster Hepatopancreas (TORT-2)[J]. Science of the Total Environment, 2011,409(3)： 604-611.

[10] LEE B G, LEE J S, LUOMA S N, et al. Influence of Acid Volatile Sulfide and Metal Concentrations on Metal Bioavailability to Marine Invertebrates in Contaminated Sediments [J]. Environmental Science & Technology, 2000,34(21)： 4517-4523.

[11] GRISCOM S, FISHER N S. Uptake of Dissolved Ag, Cd, and Co by the Clam, Macoma Balthica： Relative Importance of Overlying Water, Oxic Pore Water, and Burrow Water[J]. Environmental Science & Technology， 2002，36 (11)： 2471-2478.

[12] RUBY M V, SCHOOF R, BARTTIN W, et al. Advances in Evaluating the Oral Bioavailability of Inorganics in Soil for Use in Human Health Risk Assessment[J]. Environmental Science & Technology, 1999,33 (21)： 3697-3705.

[13] ZHENG N, LIU J S, WANG Q C, et al. Health Risk Assessment of Heavy Metal Exposure to Street Dust in the Zinc Smelting District, Northeast of China[J]. Science of the Total Environment， 2010,408(4)： 726-733.

[14] 姜利兵,张建强.土壤重金属污染的形态分析及生物有效性探讨[J].云南农业大学学报,2007，22(1)： 122-126.

[15] KOT A,NAMIESNIK J. The Role of Speciation in Analytical Chemistry[J]. TrAC Trends in Analytical Chemistry, 2000,19(2-3)： 69-79.

[16] GLEYZES C, TELLIER S, ASTRUC M. Fractionation Studies of Trace Elements in Contaminated Soils and Sediments： a Review of Sequential Extraction Procedures[J]. TrAC Trends in Analytical Chemistry, 2002,21(6-7) ： 451-467.

[17] GISMERA M J， LACAL J， SILVA P D， et al. Study of Metal Fractionation in River Sediments. A Comparison between Kinetic and Sequential Extraction Procedures[J]. Environmental Pollution, 2004,127(2)： 175-182.

[18] TESSIER A, CAMPBELL P G C, BISSON M. Sequential Extraction Procedure for the Speciation of Particulate Trace Metals[J]. Analytical Chemistry, 1979,51 (7) ： 844-851.

[19] BROWN P D. Jamaica： Heavy Metals in the Natural and Anthropic Environments[J]. Encyclopedia of Environmental Health, 2011： 315-322.

[20] KAASALAINEN M, YLI-HALLA M. Use of Sequential Extraction to Assess Metal Partitioning in Soils[J]. Environmental Pollution， 2003,126(2) ： 225-233.

[21] MAIZ I, ESNAOLA M V. Evaluation of Heavy Metal Availability in Contaminated Soils by a Short Sequential Extraction Procedure [J]. Science of the Total Environment, 1997,206(2-3)： 107-115.

[22] TERBOUCHE A, DJEBBAR S, BENALI-BAITICH O, et al. Complexation Study of Humic Acids Extracted from Forest and Sahara Soils with Zinc (Ⅱ) and Cadmium (Ⅱ) by Differential Pulse Anodic Stripping Voltammetry (DPASV) and Conductimetric Methods[J]. Water, Air, & Soil Pollution, 2011,216(1)： 679-691.

[23] DYTRTOVA J J， SESTAKOVA I， JAKL M， et al. Electrochemical Detection of Cadmium and Lead Complexes with Low Molecular Weight Organic Acids[J]. Electroanalysis, 2009，21(3-5)： 573-579.

[24] BROUWERE K D， BUEKERS J， CORNELIS C， et al. Assessment of Indirect Human Exposure to Environmental Sources of Nickel： Oral Exposure and Risk Characterization for Systemic Effects[J]. Science of the Total Environment, 2012，419： 25-36.

[25] ZHUANG P, MCBRIDE M B, XIA H P, et al. Health Risk from Heavy Metals via Consumption of Food Crops in the Vicinity of Dabaoshan Mine, South China[J]. Science of the Total Environment, 2009,407(5)： 1551-1561.

[26] NOWACK B, SCHULIN R, ROBINSON B H. Critical Assessment of Chelant-enhanced Metal Phytoextraction[J]. Environmental Science & Technology, 2006, 40 (17)： 5225-5232.

(编辑： 尔 东)

上海交大与上海电气集团签署校企合作协议

日前，上海交通大学与上海电气集团产学研合作交流会暨校企合作协议签约仪式在交大徐汇校区举行。仪式上，上海电气集团股份有限公司副总裁陈干锦介绍了上海电气与上海交大的合作情况。上海交通大学潘健生院士、江秀臣教授课题组、奚立峰教授先后就交大在核电大锻件、新能源风电及电力设备智能化、智能制造及装备等领域的合作进行了详细介绍。双方就进一步加强各领域合作进行了深入交流。根据协议，双方将本着优势互补、资源共享、合作双赢、共同发展的原则，建立长期、稳定、可持续发展的合作伙伴关系，构建长效合作机制，通过共建产学研合作平台，充分发挥各自科研优势，对接国家和上海战略性产业发展的需求，在技术合作开发、高端人才培养、学生实习实践、技术成果转化等各方面开展广泛合作，共同为产业技术发展作出贡献。

The various analytical methods on heavy metal forms in two different media i.e. water and soil and the relationship between the bioavailability and the morphology of heavy metals were studied and compared. The advantages and disadvantages of various methods for heavy metal morphological analysis were evaluated, and the applicability of several different evaluation methods and the difference of evaluation results were compared. The results show that the evaluation results of different analytical methods have major differences, and they are related to the existence state (liquid or solid) of the analytic objects. The difference of the evaluation results may affect the application of bioavailability in risk assessment and pollution control. The focal point of future development should strengthen the theoretical study of the bioavailability of the heavy metals for unitization and standardization of the evaluation method, for improvement of the reliability of the data, so as to provide a theoretical basis for control and restoration of the environment polluted by heavy metals and for resource utilization of production wastes.

Heavy Metal； Morphological Analysis； Bioavailability； Risk Evaluation

2016年10月

孙军(1986— )，男，硕士，助理工程师，主要从事环保专业固体废物处理工作， E-mail： sunjun@shanghai-electric.com

TM-9；X53

A

1674-540X(2017)02-050-05