土壤重金屬形態分析方法及其與環境風險的關系

孫 軍， 鄧四化， 徐 俊， 王雋哲， 徐嘉俊

1. 上海電氣集團股份有限公司 中央研究院 上海 200070 2. 上海電氣南通國海環保科技有限公司 江蘇南通 226000

?

土壤重金屬形態分析方法及其與環境風險的關系

孫 軍1， 鄧四化2， 徐 俊1， 王雋哲1， 徐嘉俊1

1. 上海電氣集團股份有限公司 中央研究院 上海 200070 2. 上海電氣南通國海環保科技有限公司 江蘇南通 226000

研究對比了水和土壤這兩種不同介質中幾種重金屬形態的分析方法，以及重金屬生物有效性與形態的關系，評價各種重金屬形態分析方法的優缺點，比較幾種不同評價方法的適用性和評價結果的差異性。結果表明，不同的分析方法，其評價結果有較大差異，且與其適用的分析對象存在狀態(液態或固態)有關，評價結果的差異性影響了生物有效性在風險評估和污染治理中的應用。未來發展的重點是加強重金屬生物有效性的理論研究，使評價方法統一化和標準化，提高數據的可靠性，從而為重金屬環境污染的治理、修復和生產廢物的資源化利用提供理論依據。

重金屬； 形態分析； 生物有效性； 風險評價

重金屬的積累對生態環境的影響已引起了人們的廣泛關注。積累在環境中的重金屬不僅對環境本身和農產品質量造成威脅，也會直接或間接地影響人類和動物的健康[1]。基于此，通過重金屬形態評價重金屬元素的生物有效性是一個重要課題[2-3]。

重金屬可以不同的形態存在于環境中，不同形態的重金屬差異較大，其生物有效性、毒性、可移動性也有較大差異[4]。重金屬形態分析的研究在理論和實踐中都有重要意義。

生物有效性和形態分析關系尤為密切,形態分析是生物有效性的基礎,生物有效性是形態分析在研究領域的具體延伸,形態分析的發展制約著生物有效性的發展。

大多數生物有效性研究所用的方法都是確定污染物在環境中的形態分布,再將這些形態分布與生物體中污染物的富集量通過單元回歸或多元回歸進行統計分析[5]。因此，探討影響土壤中重金屬生物有效性的因素對評價重金屬的毒性具有重要的意義。

1 生物有效性概念

生物有效性概念首次出現是基于物理化學概念,被描述為水體環境中污染物在生物傳輸或生物反應時被利用的程度[6]。重金屬的生物有效性指重金屬能被生物吸收或對生物產生毒性的性狀,可由間接的毒性數據或生物體濃度數據進行評價[7]。相當長一段時間以來,對生物有效性沒有統一的認識,而是被劃分為基于化學的和基于生物學的兩個不同概念。化學概念認為生物有效性是指一個化學物質可否用于吸收存在的或潛在的毒性,而生物學概念側重于強調物質通過細胞膜進入生物體。Mackay等[8]強調生物有效性是一個動態的過程,包括兩個截然不同的階段： 以物理化學作用為驅動機制的解吸過程和以生理學作用為驅動機制的吸收過程。以上研究的實質都在于研究化學物質與生物體的一種潛在相互關系,必須將生物體與周圍環境聯系起來，因此,生物有效性不僅受環境的影響,也受生物體自身的影響,這些影響涉及到物理、化學及生物等各個方面。相應的,很難在土壤學、環境化學和生物學之間給出一個統一的定義。針對不同的研究對象及研究環境,人們分別賦予不同的定義： ① 可被生物受體吸收的程度和速率[9];② 環境介質中積累于生物體內的金屬部分[10-11];③ 絕對生物有效性和相對生物有效性[12]。定義的不一致反映了當前生物有效性的研究沒有達到化學與生物學的真正融合[13]。因此,一致的生物有效性評價方法學也就很難建立了。

2 重金屬形態分析和生物有效性的評價方法

有關土壤中重金屬元素生物有效性的研究方法有生物試驗法、植物指示法、化學形態分析法等[14]，其中化學形態分析法包括總量預測法、化學提取法等，各種方法都有其適用范圍和局限性。

環境生物地球化學認為,污染物的生態環境風險是以生物有效性形態為基礎的,而土壤重金屬生物有效性及其風險主要決定于有效態的含量，所以要進行生物有效性分析首先需要進行重金屬的形態分析。

重金屬形態指重金屬的價態、化合態、結合態和結構態四個方面,即某一重金屬元素在環境中以某種離子或分子存在的實際形式。根據國際純粹與應用化學聯合會的定義,形態分析指表征與測定一個元素在環境中存在的各種不同化學形態與物理形態的過程[15]。

2.1 總量預測法

土壤重金屬總量作為評估土壤污染的重要指標,廣泛存在于各國土壤環境標準中。但眾多研究結果表明,僅通過重金屬總量并不能準確評估和預測土壤重金屬的環境風險、生物有效性和毒性[12,14,16]。然而,目前絕大多數國家的重金屬環境質量標準和風險評價程序還是基于環境中重金屬的總濃度而非實際暴露濃度進行衡量,也忽略了不同環境介質的性質差異,在很多場合其局限性已開始暴露。

2.2 單獨提取法

單獨提取法屬于化學提取法的一種，適用于當痕量金屬大大超過環境背景值的情況，是采用單一提取劑提取，將溶液分為有效態和殘渣態的形態分析方法。單獨提取法的特點是利用某一提取劑直接溶解某一特定形態,如水溶態、可遷移態、生物可利用態等，這一方法操作簡便,提取時間短,便于直觀了解土壤的受污染程度。常用的提取劑種類有水、無機鹽提取劑、酸提取劑、有機絡合物提取劑等。

以水作提取劑可測定土壤溶液中的遷移態金屬元素,但是這一提取劑有兩個缺點： 一是由于水本身不具備酸堿值緩沖能力,因此提取過程中酸堿值無法得到控制;二是被溶解的金屬離子會產生較嚴重的再吸附現象[16]。

電解質溶液可以較好地釋放出以靜電吸引方式被吸附的金屬陽離子。硝酸銨是一種強酸弱堿鹽,因此會降低提取液的酸堿值。氯化鈣則不會改變土壤的酸堿值,且二價的陽離子在懸浮液中有較好的凝聚作用,鈣本身還是土壤中的主要金屬元素,因此氯化鈣是比較理想的提取劑[16]。

有機絡合物提取劑包括乙二胺四乙酸(EDTA)、二乙烯三胺五乙酸(DTPA)等試劑，這類提取劑由于可與金屬離子形成穩定的、水溶性的絡合物而被廣泛應用于評價重金屬元素的生物有效性。EDTA的絡合能力強,可以釋放非硅酸鹽結合態的金屬,并與植物中金屬元素的含量有較好的相關性,常用來表征植物的可利用態[17]。

DTPA提取法與植物吸收的金屬元素也有很好的相關性,同樣可用于表征植物的可利用態。DTPA絡合能力較EDTA弱,提取的選擇性較EDTA強,但可能會導致提取不完全。

酸提取劑包括乙酸、氯化氫等。乙酸提取法雖然與植物中金屬元素的含量有較好的相關性,但是不適合于含碳酸鹽高的土壤,且其分析結果的重現性不如EDTA好[18]。

2.3 Tessier五步連續提取法

化學提取法中的連續提取法通過模擬不同的環境條件,如酸性或堿性環境、氧化性或還原性環境，以及螯合劑存在的環境等,系統性地研究土壤中的金屬元素遷移性或可釋放性,能提供更全面的元素信息。連續提取法有以下優點： ① 提取的過程相似于自然界狀況下土壤遭受的天然或人為原因引起的電解質溶液淋濾過程;② 得到的各種形態之和等于元素的總量,因此分析結果可以很好地進行自檢;③ 可以得到在不同環境條件下土壤中重金屬的遷移性,用以分別判斷危害性、潛在危害性,并為土壤的合理使用提供科學依據。

應用最廣泛的連續提取法是1979年由Tessier等人提出的基于沉積物中重金屬形態分析的五步連續提取法[18]，已廣泛應用于土壤樣品的重金屬形態分析[19]及其毒性、生物有效性等研究[20]。五步連續提取法將金屬元素分為可交換態、碳酸鹽結合態、鐵錳氧化物結合態、有機物結合態及殘余態，分級萃取步驟如表1所示。

表1 Tessier五步連續提取法萃取方法

單獨提取法和Tessier五步連續提取法被環境學家和土壤學家廣泛地用于分析土壤和水體沉積物中重金屬的污染及其遷移、生物顆粒性等方面的研究，并取得了大量研究成果。但是這些利用不同提取劑、不同分析流程得到的往往是操作性定義的重金屬元素形態,因此結果很難進行相互比較,也沒有一種提取方法能被國際土壤環境界學者普遍接受。

2.4 電化學方法

總量預測法不能有效地反映重金屬生物有效性，化學提取法存在諸多不足且操作復雜、再現性差。1997年，Maiz等[21]在電化學分析方法的基礎上提出了更簡便的兩步提取法。

Maiz等人提出的方法可專門用于提取土壤環境中的活性重金屬,包括移動態組分和易移動態組分，他們認為易溶態、交換態、螯合態代表金屬對環境當前的和潛在的污染,三者最能體現重金屬的生物有效性。

差示脈沖陽極溶出伏安法[22]是測定痕量重金屬離子有效態的電化學分析方法,儀器價格適中，易于普及應用,已用于水樣等樣品中痕量金屬的測定。將化學提取方法與此方法相結合，可以快速準確地測定土壤中有效態重金屬的含量，較好地反映重金屬的生物有效性。因為陽極溶出伏安法進行中電極動力學過程與重金屬穿過細胞膜進入細胞的過程類似,所以陽極溶出伏安法能夠較好地反映出重金屬的毒性,為重金屬風險評估提供理論依據。

電化學方法也存在各種重金屬之間易相互干擾的問題[23]，土壤中存在的腐植酸和其它有機物會影響電極富積和溶出過程,從而導致極譜峰分裂，出現肩峰或亞峰,給定量帶來誤差，需要通過添加掩蔽劑來解決。

3 土壤重金屬形態分析的環境學意義

3.1 土壤重金屬形態與可遷移性的關系

土壤中重金屬向植物體內的轉移過程與重金屬的種類、價態、存在形式及土壤和植物的種類特性有關[24],土壤的酸堿性質、氧化還原性質、膠體的含量和組成，以及氣候、水文、生物等條件是土壤中重金屬存在形態的重要影響因素。土壤中重金屬的活性很大程度上取決于其賦存狀態,不同形態的重金屬產生不同的環境效應與生物毒性。土壤重金屬形態分析與重金屬在土壤中的遷移性、可給性、活性及污染土壤修復有密切關系[25]。

3.2 土壤重金屬形態與可給性的關系

土壤中重金屬的可給性是土壤與土壤水溶液間形態轉化與傳質平衡的反映,水溶態、可交換態和有機絡合態是主要的可給性形態[26]。

4 問題及展望

重金屬形態分析的主要目的是確定具有生物毒性的重金屬的含量,分析難度比測定元素總量的難度要大很多，現行所用的一般形態分析方法不能分離與測定土壤溶液中游離的金屬離子含量,也不能給出土壤顆粒物中重金屬元素的真實形態,從而限制了生物有效性的研究。到目前為止，國際上還沒有一種土壤中元素形態與生物有效性分析方法是被普遍接受和普適的,因而發展科學可靠、簡單易行的分析方法和有一定靈敏度的檢測儀器,進而準確測定環境中重金屬元素的真實形態是今后迫切需要研究的問題與方向。目前大多數生物試驗都是在單一金屬和單種生物環境下進行的,金屬混合物的毒性，以及生物群落對毒性效應的影響還有待開展。

[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,張建強.土壤重金屬污染的形態分析及生物有效性探討[J].云南農業大學學報,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.

(編輯： 爾 東)

上海交大與上海電氣集團簽署校企合作協議

日前，上海交通大學與上海電氣集團產學研合作交流會暨校企合作協議簽約儀式在交大徐匯校區舉行。儀式上，上海電氣集團股份有限公司副總裁陳干錦介紹了上海電氣與上海交大的合作情況。上海交通大學潘健生院士、江秀臣教授課題組、奚立峰教授先后就交大在核電大鍛件、新能源風電及電力設備智能化、智能制造及裝備等領域的合作進行了詳細介紹。雙方就進一步加強各領域合作進行了深入交流。根據協議，雙方將本著優勢互補、資源共享、合作雙贏、共同發展的原則，建立長期、穩定、可持續發展的合作伙伴關系，構建長效合作機制，通過共建產學研合作平臺，充分發揮各自科研優勢，對接國家和上海戰略性產業發展的需求，在技術合作開發、高端人才培養、學生實習實踐、技術成果轉化等各方面開展廣泛合作，共同為產業技術發展作出貢獻。

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

孫軍(1986— )，男，碩士，助理工程師，主要從事環保專業固體廢物處理工作， E-mail： sunjun@shanghai-electric.com

TM-9；X53

A

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