沉積物中酸可揮發性硫化物的分析方法研究*

李　力　王小靜　劉季花

(國家海洋局第一海洋研究所　青島　266061)

近年來，酸可揮發性硫化物(acid volatile sulfide,AVS)被越來越多的應用到沉積物中重金屬的生物毒性評價當中。以往對沉積物中重金屬的監測和評價，都側重在其總含量上，雖然總量可反映其在空間和時間上的分布變化，但卻無法反映其對生物的毒性(toxicity)和生物可利用性(bioavailability)。近二十年來大量實驗數據顯示，沉積物中重金屬對底棲生物的毒性與其總量無直接關系，而取決于其可被生物利用的那部分的含量(Swartzet al, 1985; Vink, 2002)。平衡分配模型(equilibrium partitioning model, EqP Model)就是一類將生物可利用性和毒性作為評價標準的沉積物質量基準(Adamset al, 1992)。當EqP Model被應用于沉積物中重金屬生物毒性的評價時，引入了AVS和同步萃取金屬(simultaneously extracted metals, SEM)的概念(Di Toroet al, 1990)。

AVS是指沉積物在1mol/L冷鹽酸介質中可揮發釋放出硫化氫氣體(H2S)的固相可溶部分，實測中以S2-濃度作為含量表達(單位為μmol/g, DW)，AVS包含了非晶質FeS、馬基諾礦(FeS)，可能還包括硫復鐵礦(Fe3S4) (馬德毅等, 1997; Morseet al, 2004)。SEM則是在此反應過程中可被萃取分離為溶解態的金屬含量，計算為Cd、Cu、Pb、Zn、Ni幾種金屬的含量總和(單位為μmol/g, DW)。EqP Model認為 AVS可控制孔隙水中溶解態金屬的濃度，因含鐵硫化物的溶解常數高于其它金屬硫化物，可與后者發生置換反應而將溶解態金屬沉淀下來，從而使得孔隙水中活性金屬的濃度降低。如果AVS＞SEM，沉積物沒有金屬毒性，反之則不能確定。開始，AVS和SEM的判定主要應用于厭氧環境中，后來在此基礎上延伸出(SEM?AVS)/foc的判定，foc為有機碳含量(單位為g OC/g,DW)。該評價方法用有機碳來歸一化SEM和AVS的差值，用以判斷有氧環境或弱還原環境中(當 SEM＞AVS時)沉積物中金屬的生物毒性(Di Toroet al, 2005;李力等, 2012)。EqP Model的這兩種評價方法目前都被廣泛應用，大量的底棲生物實驗數據顯示它們能夠較好的反映出沉積物中重金屬的生物毒性(韓建波等,2003; 利鋒等, 2008; Besseret al, 2008; Campanaet al,2013)。

在應用 EqP Model評價沉積物中重金屬金屬毒性的過程中，AVS的準確測定至關重要。AVS因易受氧化還原環境的影響，在采集和測定過程中需要小心操作。同時，采集的樣品需要盡快進行分析，以保證 AVS的含量不會產生較大變化。傳統的分析方法繁瑣費時，且很難同時進行大批樣品的處理，所以AVS的測定看似簡單，但如何能做到夠快速和準確卻一直是一個難題。本文通過分析比較目前較為常用的前處理和分析測試方法的優缺點，提出了一個簡單易行的測試方法。該方法改進了現有的分析測試方法，且較為適用于AVS含量偏低的海洋和湖泊沉積物。

1　AVS前處理和測定方法的探討

目前針對AVS測定常用的前處理方法有兩種。一種是氮載氣冷法(purge-and-trap method) (Morseet al, 1987)，該方法是使用氮氣作為載氣將反應瓶中沉積物與冷鹽酸生成的 H2S氣體帶入到另一個盛吸收液(通常是 NaOH)的反應瓶中。該方法較為繁瑣，涉及到多種玻璃器皿的使用，耗費大量氮氣，導致處理一個樣品費時費力，無法快速處理大批樣品，因此氮載氣冷法不適用于大批樣品的常規監測。同時，該方法因涉及到多個玻璃容器的連接，也較易產生漏氣而導致測定 AVS值偏低等問題。另一種方法是擴散法(diffusion method) (Hsiehet al, 1989)，該方法是將盛吸收液的小瓶直接放入密閉反應瓶中，當反應瓶中加入冷鹽酸產生H2S氣體后，該氣體直接被反應瓶中的吸收液吸收，產生的濃度差使得氣體不斷向吸收液擴散，通過放置較長時間后吸收液中氣體濃度與外界產生的H2S氣體分壓達到平衡，從而可以通過測定吸收液中的硫離子濃度來確定生成的 H2S氣體的含量。該方法操作相對簡單，可同時處理大量樣品，且有研究顯示擴散法的回收率等同于或高于氮載氣冷法(Brouweret al, 1994; Leonardet al, 1996; Van Griethuysenet al,2002)。綜上比較，本實驗采用擴散法對沉積物樣品進行前處理。

被吸收液吸收的硫離子的測定方法目前主要有以下三種：碘量法(馬德毅等, 1997)、亞甲基藍比色法(Cline, 1969)、離子選擇電極法(Peschet al, 1995)。本研究在分析測試渤海灣和萊州灣的沉積物樣品時，分別使用了這三種測試方法，經過對比得出了以下結論。碘量法適用于測定AVS含量較高的沉積物樣品，為使顯色滴定反應能夠準確進行，參與反應的硫代硫酸鈉(NaS2O3)溶液需達到一定濃度，一般約為0.01mol/L，假設一滴 NaS2O3溶液體積約為 0.5mL，如此通過計算得出其相對應的 AVS含量約為 0.39μmol/g (DW)(假設沉積物干重為2.0g)。因此，該方法檢測限較高，測定 AVS含量較低的樣品時易產生較大誤差。第二種測定方法是離子選擇電極法，通過實驗發現，國內廠商(例如上海雷磁等常用電極品牌)雖然生產銀硫電極，但其電極出廠時并未針對硫離子的應用進行校正，所以除非使用者進行專門定制，否則該電極無法準確測定硫離子含量。進口電極不僅昂貴，也存在不易使用、穩定性較差的缺點。Van Griethuysen等(2002)報道的硫電極的檢測限為 0.25μmol/g (DW)(假設樣品干重2.0g)，相對于碘量法較低，但我們在使用硫離子電極的過程中發現，因為電極的電流與硫離子濃度的響應是呈指數關系的，所以該方法比較適用于測定AVS含量跨度較大的樣品群，不適用于AVS含量普遍偏低的樣品群。對于AVS含量偏低的樣品，其電流響應效果不好、穩定性差，易產生較大誤差。第三種方法為亞甲基藍比色法，是在吸收液中加入顯色劑，用分光光度計在特定波長下進行測定。該方法檢測限最低，且顯色穩定，易于操作。所以經過反復對比實驗，本研究采用了擴散法和亞甲基藍比色法聯用的分析方法，下面將詳細對該方法進行介紹。

2　AVS分析方法與質控數據

在充滿氮氣的手套袋中，先用玻璃棒快速攪勻沉積物，然后稱量大約3g濕沉積物(準確稱量到0.01g)，放入 500mL高密度聚乙烯的反應瓶中。然后在反應瓶中垂直放入裝有10mL 3%的堿性(2mol/L NaOH)醋酸鋅溶液的小試管。我們為該反應瓶特制了一種帶兩個氣孔的橡皮塞，插入特氟龍材質的硬管連接硅膠軟管(圖1)。當兩個氣孔都打開時，反應瓶中先通氮氣 30s，關閉氣孔，然后從一個氣孔中加入 50mL 1mol/L冷鹽酸(優級純，北京化工廠)至反應瓶中，再快速關閉氣孔，最后用絕緣膠布將瓶口封緊。反應瓶放置過夜(17h以上)后打開，拿出放置醋酸鋅吸收溶液的小玻璃管。在該吸收溶液中直接加入顯色劑，5mL 對氨基二甲基苯胺(NH2C6H4N(CH3)2?2HCl)和1mL硫酸鐵銨(Fe(NH4)(SO4)2?12H2O)溶液，在波長為665nm處測量吸光度進行比色測定。注意沉積物濕樣不要超過5g，否則在加入鹽酸過程中易產生曝氣，會損失一部分氣體。實驗器皿全部使用 10%硝酸(優級純，國藥集團)清洗后，再使用去離子水徹底清洗晾干使用。使用的溶液(包括醋酸鋅、冷鹽酸等)都用高純氮氣除氧后再使用。

圖1　反應裝置示意圖Fig.1　The diagram of the reaction system

實驗中使用硫標準溶液(北京奧科生物科技有限公司)用來配制標準曲線和測試回收率，該標液一般濃度為 120—150μg/mL(每批次具體濃度不同)。實驗中配制了兩種標準工作曲線，一種是直接使用醋酸鋅加入硫標液配制，體積為10mL，直接在該溶液中加入顯色劑進行測定。經實驗顯示，該工作曲線適用于AVS含量低于0.6μmol/g (DW)的樣品。當AVS含量超過 0.6μmol/g (DW)，該樣品測定的吸光度會超過10mL標線的線性范圍，將使用第二種工作曲線，其配制方法是同樣使用第一種方法配制一組高濃度的硫標液，然后全部倒入 100mL容量瓶用蒸餾水稀釋至刻度。100mL的工作曲線可應用的AVS含量范圍低于 3μmol/g (DW)的樣品。如果樣品含量高于3μmol/g (DW)，可再將100mL的工作曲線稀釋10倍使用(取1mL稀釋至10mL)。標準工作曲線在每天的實驗中現配現用，實驗過程中標線的線性良好(R2=0.99—1)，其中一組10mL和100mL的工作曲線如圖2所示。

圖2　實驗中配制的硫標準工作曲線Fig.2　One set of the calibration curves used in the experiment a: 10mL的標線；b: 100mL的標線

回收率的測試也使用硫標液，將硫標液通過專用硫稀釋穩定劑(北京奧科生物科技有限公司)配制成三種已知濃度的硫溶液加入到反應瓶中，瓶中事先已經加入50mL冷鹽酸并通過氮氣充分除氧。使用與樣品一致的分析測試步驟，測得的回收率見表1。標液的濃度在0.390—4.680μmol S/g (DW)之間，測得的回收率在85.6%—104.3%之間(n=16)、均值為95.2% (表1)，表明該方法的回收測定H2S的效果較好。

方法空白是在未加沉積物的反應瓶中，通過加入冷鹽酸等一系列完全依照樣品的前處理和分析測試步驟來最終測定的。方法的檢出限為方法空白標準偏差的 3倍計算而得。該實驗方法檢出限較低，為0.009μmol S/g (DW)，方法空白為 0.002 μmol S/g (DW)(n=12)，重復樣的相對偏差小于20.1%。

表1　使用硫標液進行回收率測試的結果Tab.1　Results of the recovery test with sulfide standard solutions

3　渤海灣和萊州灣沉積物的測試結果

應用該實驗方法，測試了渤海灣和萊州灣的近岸樣品共 126個，其中包括六個近岸功能區(包括排污河口、養殖區、港口、濕地等)、萊州灣和渤海灣中部的樣品。126個沉積物當中，AVS含量低于0.6μmol/g (DW)的沉積物占 95個，為 75%，可直接采用10mL的吸收液直接測定。剩余的25%顯色較深、吸光度超過10mL工作曲線范圍的樣品中，23個稀釋至100mL后，可應用100mL的標準曲線進行定量測定，其中有8個超過100mL的工作曲線范圍，最后通過再稀釋10倍進行了定量測定。這批樣品中AVS含量最高為5.821μmol/g (DW)，其中有20個樣品未超出檢測限，即 AVS含量小于0.009μmol/g (DW)，主要來自萊州灣和黃河濕地。該批樣品的 AVS含量分布頻率見圖3所示。

圖3　126個渤海灣和萊州灣樣品測試所得AVS含量的分布頻率圖Fig 3　The distribution frequency of measured AVS concentrations for 126 samples in Bohai and Laizhou Bays

4　討論

我國從 90時代開始展開對 AVS的研究(馬德毅等, 1997)，目前采用較多的測試方法是氮載氣冷法和碘量法聯用(江志華等, 2005; 武倩倩等, 2007)。胡蕾等(2009)在研究東海近岸沉積物時提到因為沉積物AVS含量偏低，故而使用了亞甲基藍比色法進行測定。Gao等(2013)在研究萊州灣沉積物時采用了擴散法進行前處理，然后用碘量法加以測定。尹洪斌等(2008)將擴散法和亞甲基藍比色法進行聯用，但他們采用將吸收液振蕩、超聲使吸收溶液成為均勻的液體，再從中取適量液體用亞甲基蘭比色法測定 AVS的含量。當吸收液中硫離子含量較高時，會產生硫化鋅(ZnS)的白色沉淀，所以其振蕩超聲的目的是為使該沉淀混合均勻。但在實際操作中我們發現，當液體中有較多ZnS沉淀生成時，部分沉淀吸附在管壁上，振蕩超聲的步驟較難使其完全脫吸附，同時超聲過程必須將沉淀分解成極細小的懸浮顆粒物，否則也較難做到均勻取樣，這種情況下取出的部分吸收液不能代表總體硫離子的含量。本研究通過一組對比實驗發現，本實驗方法的回收率高于尹洪斌等(2008)使用的方法，后者的回收率偏低，僅為22.2%—49.6%(表2)。

表2　本實驗方法與尹洪斌等(2008)實驗方法的回收率對比Tab.2　The comparison of recoveries between the analytical method used in Yin et al.(2008) and our method

AVS是一個易變的硫化物相態，隨著季節和氧化還原環境等因素不斷變化，但它主要是沉積物中細菌有機碳降解的產物(Morseet al, 2004)，因此在有機碳含量較低、且非厭氧的環境中，AVS的含量不應太高。暨衛東(2011)通過908調查的1480個站點發現，我國近岸(渤海、黃海、東海、南海)大片海域的有機碳(TOC)含量偏低，平均值為 0.22%—0.71%，同時該調查測得的四個季節表層沉積物的氧化還原電位(Eh)的均值為 17—292mV，顯示為弱還原或者氧化環境。根據這組數據推斷，我國近岸大部分海域的沉積物中AVS含量不應太高，這與我們在渤海灣和萊州灣調查結果相仿。本研究所采用的 AVS的分析方法應對中國大陸近岸、或者 TOC含量較低的海洋和湖泊沉積物有一定的普適性。

5　結論

隨著科學界對沉積物中金屬生物毒性和可利用性的重視，需對 AVS這個重要參數進行常規監測和研究，但 AVS的測試方法較為復雜，費時費力，所以不易對 AVS進行常規監測。本研究在現有的實驗方法上進行改進，提出了一個能夠快速、準確的測定沉積物中 AVS的實驗方法。經過實驗室測試，發現該方法的空白低、回收率好，且簡單易行，可用于大批量樣品的處理和測定，同時，該方法特別適用于測試 AVS含量較低的海洋或者湖泊的沉積物樣品。調查顯示，我國近岸海域TOC含量偏低，AVS含量也可能不高，當AVS和TOC含量同時偏低時，沉積物中重金屬的自由離子可因缺少控制其活性的相態而含量升高，導致其生物毒性升高(Besseret al, 2008;Campanaet al, 2013)。在這種情況下，更需要使用EqP Model對沉積物中重金屬的毒性進行有針對性的評價。該 AVS分析方法的建立有助于推動我國近岸沉積物中重金屬生物毒性的研究。

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