生物有效性在污染場地修復中的應用

張艷欣

摘要：指出了生物有效性是評估污染物遷移性和生態影響的關鍵參數，概括闡明了污染物生物有效性的影響因素及評價方法，對環境風險和場地修復有著重要意義，可為土壤特別是修復后土壤的管理利用提供科學指導依據。

關鍵詞：重金屬； 有機物； 生物有效性； 修復治理

中圖分類號：X131

文獻標識碼：A 文章編號：1674-9944（2017）6-0076-05

1 引言

長期以來，我國傳統的粗放型經濟增長模式，造成大部分地區污染嚴重。隨著城市化進程的推進，污染場地轉為公用甚至居住用地等，在開發利用過程中，污染物可通過直接接觸或食物鏈的放大作用，對人體健康構成威脅[1]。所以在改變土地使用性質之前，必須對原場地進行污染調查分析[2]。根據我國相關文件，一旦檢出污染物超過相應的標準限值，場地需要進行修復治理工作。而目前采用的標準多為最保守情況或認為污染物100%具有生物有效性，導致過高估計污染物的生物有效性及其生態風險，同時在后續修復工程中因過高的修復終點造成人力、物力和財力的浪費[3，4]。因此生物有效性研究對合理評價污染物環境風險具有重要的指導意義。

隨著《土壤污染防治行動計劃》（簡稱“土十條”）印發，場地修復行業已逐步興起，且多集中在土壤修復方面。本文重點分析了重金屬和有機物的形態，生物有效性的影響因素和評價方法，旨在為污染場地修復治理提供理論基礎[4]，使社會效益、經濟效益和環境效益最大化。

2 重金屬

土壤重金屬總量不能準確評價重金屬的生物效應和環境效應[5，6]。重金屬在土壤中經過物理、化學和生物作用及重金屬間的加和、屏蔽等反應形成不同的形態，從而決定了其生物有效性。

2.1 重金屬形態

重金屬形態一般指操作意義上的，是直接影響生物吸收利用重金屬的重要因素，目前重金屬的提取方法主要為單獨提取法和連續提取法，現對不同提取方法進行對比分析[7]，詳見表1。

土壤基質不同，導致重金屬的活性及遷移性等受到影響，從而改變重金屬的形態。例如，南京市不同城區表層土中重金屬（Fe、Mn、Cr、Ni、Co、V、Cu、Zn、Pb）均以殘渣態為主，其中人為輸入重金屬（Mn、Cu、Zn、Pb）的活性態所占比例較大[8]。北京市朝陽、通州等土壤中鉻多以可交換態和殘渣態存在，鋅以有機結合態和殘渣態為主，鉛則主要以可交換態存在[9]。長沙、廣州土壤鎘含量很高，有效態鎘占總鎘的比例范圍是6.0%～45.1%[10]，四川盆地土壤中有效硒含量很低，一般約占土壤全硒的1.0%～3.0%[11]。

重金屬的不同形態與其被釋放的難易程度密切相關，其生物有效性也不同。以Tessier法提取的5種形態為例，生物有效性大小的順序為：交換態>碳酸鹽結合態>鐵錳氧化物結合態>有機物結合態>殘渣態[12，13]。重金屬的形態只是在一定條件下的動態平衡過程，一旦外界條件發生變化，其生物有效性也會隨之變化。碳酸鹽結合態在pH值變化時而被再次利用；鐵錳氧化物結合態在還原條件下部分離子可能釋放[5，6]。有機物結合態處于氫化條件時部分有機結合態逐漸釋放[13]，殘渣態幾乎不被利用[7，12]。

2.2 影響因素

生物有效性指污染物能被生物體吸收利用的性質或對其產生毒性效應，即毒性和生物可利用性，由毒性數據或生物濃度數據間接評價[19]。影響重金屬生物有效性的因素主要有重金屬特性和污染來源、土壤成分和理化性質等[6]。

2.2.1 重金屬特性和污染來源

重金屬間協同、拮抗等聯合作用往往可直接影響其生物有效性，聯合作用促進了Cd、Pb、Zn的活化、抑止了As的生物有效性[14]。另外，重金屬濃度也對生物有效性有一定影響，鈣離子在土壤中的吸附量增加，會促使土壤中鎘離子向水溶液中釋放，導致水溶性鎘離子濃度增大，鎘的生物有效性提高[15]。另外，土壤中重金屬總量與重金屬各形態之間則存在較好的相關性[16]，特別是隨著重金屬污染加劇，非殘渣態比例相應提高，其生物有效性大大增高[6，7]。陳懷滿等[17]發現農作物對污泥、尾礦砂、人工污染土壤等類型中重金屬的富集作用依次增強，故可認為人為因素造成的重金屬污染生物有效性最大[18]。

2.2.2 土壤成分

土壤有機質對重金屬生物有效性的影響不盡相同[7]。就大分子有機質來說，土壤腐殖質含量越高，對重金屬的吸附和螯合作用越強，重金屬固定量越多，其生物有效性越低[19]。而對低分子或水溶性有機質而言，重金屬則易與其發生絡合反應，促進重金屬解吸而致使固定量減少，導致生物有效性增加[20]。

2.2.3 理化性質

pH值是土壤理化性質的綜合反映，影響重金屬在土壤中的溶解度，進而影響重金屬的生物效應、環境效應[21]。一般土壤中交換態重金屬與pH值呈現顯著負相關，碳酸鹽結合態、鐵錳化物結合態和殘渣態重金屬均隨pH值的增加而增加[22]。以小麥為例，其根部和籽粒鎘濃度都與土壤pH值呈顯著負相關，降低土壤pH值將促進小麥對鎘的吸收[15]。

2.3 評價方法

Hankard等[23]認為采用化學方法難以確定土壤污染程度及潛在的生態和人體健康風險，利用生物方法可作為補充。植物方法是通過幼苗培養、盆栽和田間試驗等方法來確定污染與生態風險的關系[5]。通過田間試驗發現，污染區植株體內的重金屬有效性增加[24]。水稻品種及組織結構不同，重金屬的吸收機制也不同[25，26]。另外，植物根系分泌物（有機酸、氨基酸及糖類等）也可影響重金屬的有效性[27，28]。因此可利用植株的重金屬含量評價區域污染情況，研究重金屬污染的生物指示植物有重要意義[29]，且對指示場地的污染及治理效果有現實意義。但是植物栽培周期長，受外界因素影響較大，其應用受到一定限制[5]。

利用蚯蚓腸液法和Tessier法對比研究重金屬的有效性，雖然兩種方法得到的重金屬的生物有效性排序相同，但蚯蚓的腸液法較Tessier法更能說明重金屬生物有效性[30]。將蚯蚓和大鼠暴露在重金屬污染的環境中，發現兩者都出現損傷[31，32]。Shin等[33]通過蚯蚓死亡率確定韓國3個廢棄尾礦的修復順序?？梢?，簡單的蚯蚓毒理性試驗可用作生物指示物和評價生態風險。另外蚯蚓或其他低等動物對重金屬的富集[34]在一定程度上修復了重金屬污染。體外實驗因其操作簡單、經濟實用，且與動物實驗的生物有效性有顯著的相關性[35]，應用較廣。

3 有機物

有機物的生物有效性根據其種類的差異，分為疏水性有機物的生物有效性和水溶性有機物的生物有效性。疏水性有機物的生物有效性指其在環境中以結合態存在時對生物有效的部分，包括生物攝取和微生物降解的有效性[36]。水溶性有機物的生物有效性則是其自由溶解態對基質或受體產生的“現成的”生物有效性和“潛在的”生物可及性[37]。

3.1 有機物形態

前期使用形態分析方法主要是化學方法，包括快速熔劑[38]、超臨界流體[39]及溫和有機溶劑（如甲醇、乙醇）等萃取技術，但這些方法往往過高估計有機物的殘留量或者破壞土壤[3]。因此有些專家開始轉向生物提取技術[40]，通過研究生物的富集、降解等作用來研究生物有效性。

3.2 影響因素

有機物的生物有效性主要取決于其與環境基質間的相互作用[41]。土壤中影響有機物生物有效性的因素主要包括礦物質種類、pH值、含碳有機質、污染作用時間（老化）等[42]。天然有機物NOM濃度的增加造成分子聚集，降低了土壤有機碳標準化分配系數（Koc）值[43]。例如，有機物因化學鍵或晶格物理捕獲，或因污染作用時間而老化，導致生物有效性降低[44]。老化對不同的有機物作用機制不同，老化明顯降低了降解菌對阿特拉津的利用率，而對降解菌礦化2，4-D的影響并不明顯[45]。菲和芘的降解實驗也得到了相似的結果，老化對菲的降解率影響稍小，對芘的降解較明顯[46]。

另外，由于有機物進入生物體內后，只有到達靶作用位點的那部分才被認為是毒理學有效的，因此生物有效性還取決于毒代動力學過程，如靶位點和非靶位點間的分配、特定組織內的代謝、排泄等特性[1]。

3.3 評價方法

生物有效性評價針對的直接對象為土壤生物，故評價有機物的生物有效性最直觀的方法為生物評價方法。

蚯蚓是土壤生物中對多種污染物反映較為靈敏的一種指示生物，常通過蚯蚓體內污染物的富集量來評價有機物的生物有效性，而蚯蚓富集率的分析基于平衡分配模型，即假設生物僅利用水溶性有機物，不考慮生物的消化作用[3]。在試驗過程中發現，蚯蚓培養環境不同，有機物的生物有效性會有所不同。Tang等[47]在有機質含量不同的6種土壤中加入苯并[a]芘、蒽、芘和屈，通過蚯蚓體內的富集能力對生物有效性進行評價，未老化土壤中的這4種污染物在蚯蚓體內富集率分別為15.5%～22.2%、15.9%～22.7%、19.7%～27.9%和13.5%～16.9%，而老化42周后的土壤內，蚯蚓對4種污染物的富集率分別下降到11.4%～20.4%、11.3%～19.0%、13.9%～24.2%和9.85%～16.2%。Johnson等[48]用蚯蚓對新染毒（芘和苯并[a]芘）的土壤進行研究，蚯蚓培養4周后，污染物在蚯蚓體內的富集率分別為4.2%～5.6%和1.4%～2.8%，遠低于Tang等[47]的實驗結果。

另有研究發現污染物的生物毒性或生物積累也會隨著同種生物的不同物種而不同。例如不同蚯蚓品種土棲型長流蚓（Apporectodea longa）的生物富集量遠遠大于赤子愛勝蚓（E.foetida）[49]。此外，礦化達到平衡、細菌濃度相近的條件下，惡臭假單胞菌（Pseudomonas putida）對土壤結合態萘的礦化率為32%，而革蘭式陰式菌為18%[50]。因此研究有機物的生物有效性時需要選擇合適的生物物種[3]，同時，對某種有機物的指示性生物的研究應該受到重視。

此外，不同生物因其生理行為、活性或特性差異，有機物的生物有效性可能亦不同。例如，White等[51]研究土壤中菲在老化過程中生物有效性的變化時，發現蚯蚓富集率和細菌礦化率的下降程度并不相同。

近年來，生物消化液萃取[38，52]、固相微萃?。⊿PME）[53]、半透膜技術[54]等仿生技術快速發展，在提取有機污染物進行有機物的生物有效性評價方面得到了較為廣泛的應用。在使用沙蠋消化液萃取土壤中的有機污染物過程中，發現疏水性有機物（如苯并芘）較水溶性有機物（如菲）的可提取性明顯增加[55]。固相微萃取技術具有對土壤理化性質改變小、與生物體攝取過程相近、比有機溶劑萃取溫和等優點[3]，基于該項技術又建立了模擬PAHs和PCBs生物有效性的模型[56]。用C18膜萃取PAHs與蚯蚓攝取的相關系數大于77%，證明固相萃取是可行的[47]。半透膜技術在模擬底棲無脊椎動物吸收結合態化合物的研究中也取得了良好的效果[54]。

4 展望

目前生物有效性研究多集中于土壤領域，并局限于室內試驗、單一污染元素或重污染區，與現實的環境污染存在差異。因地域的理化性質、物種吸收、污染物類型及大氣粉塵的影響[57]等，生物有效性無法適用于所有情形。因此應加強污染物和受體的空間變異性、污染物間復合污染及大氣粉塵等對污染遷移轉化的影響研究。

此外，土壤污染防治標準限值過高的問題亟待解決，引入生物有效性，針對不同受體及場地不同的規劃用途，按照劑量效應關系調整土壤環境質量標準限值。土壤尤其是修復后的土壤在使用過程中需采取長期監管機制，充分關注污染物在食物鏈傳遞規律及被重新釋放的污染物的遷移性和潛在毒性。

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