單孝全 形態(tài)分析、分級(jí)分析和土壤中重金屬元素的生物可給性研究

1、第8章 形態(tài)分析、分級(jí)分析和土壤中重金屬元素的生物可給性研究單孝全、張淑貞 中國(guó)科學(xué)院生態(tài)環(huán)境研究中心81形態(tài)分析與分級(jí)分析形態(tài)分析與分級(jí)分析的定義傳統(tǒng)分析化學(xué)只測(cè)定樣品中待測(cè)元素的總量或總濃度。但是生物分析與毒性研究證明，環(huán)境中某個(gè)元素的生物可給性或在生物體中的積累能力或?qū)ι锏亩拘耘c該元素在環(huán)境中存在的物理形態(tài)及化學(xué)形態(tài)密切相關(guān)。根據(jù)國(guó)際純粹和應(yīng)用化學(xué)協(xié)會(huì)(International Union of Pure and Applied Chemistry, IUPAC)的定義，形態(tài)分析speciation analysis是指表征和測(cè)定某個(gè)元素在生物樣品或環(huán)境中存在的不同的化學(xué)形態(tài)和物理形

2、態(tài)的過(guò)程1。環(huán)境中某個(gè)元素的分級(jí)分析fractionation是指根據(jù)其物理性質(zhì)如顆粒大小、溶解度或化學(xué)性質(zhì)如鍵合，反響活性進(jìn)行分級(jí)的過(guò)程2。 形態(tài)分析的分類(lèi)形態(tài)分析可以分為物理形態(tài)與化學(xué)形態(tài)兩大類(lèi)。化學(xué)形態(tài)又可以分為篩選形態(tài)、分組形態(tài)、分配形態(tài)與個(gè)體形態(tài)表8-1。表8-1 形態(tài)分析的根本類(lèi)型形態(tài)分析類(lèi)型應(yīng)用領(lǐng)域說(shuō) 明實(shí) 例物理形態(tài)環(huán)境污染分析大氣、水、土壤從不同的化學(xué)過(guò)程與生化過(guò)程的角度考慮，這種形態(tài)分析是極其重要的。土壤與沉積物用分級(jí)萃取別離以后不同級(jí)分中的痕量金屬的分析?；瘜W(xué)形態(tài)篩選形態(tài)環(huán)境污染分析，食品污染分析，生態(tài)毒理學(xué)。這是形態(tài)分析中最簡(jiǎn)單的，只測(cè)定一種特定的形態(tài)。海水、沉積物與組

3、織中三丁基錫的測(cè)定。分組形態(tài)環(huán)境污染分析，食品污染分析，生態(tài)毒理學(xué)。某組化合物或以不同化合物或以不同氧化態(tài)存在的某些元素的測(cè)定。不同形態(tài)汞元素汞、無(wú)機(jī)汞與有機(jī)汞的測(cè)定。分配形態(tài)環(huán)境污染分析與生態(tài)毒理學(xué)。這類(lèi)形態(tài)分析常與生物樣品的分析相關(guān)聯(lián)。血清與血細(xì)胞中痕量金屬的測(cè)定。個(gè)體形態(tài)分析環(huán)境污染分析，食品污染分析，生態(tài)毒理學(xué)。形態(tài)分析中最困難的。分級(jí)與別離發(fā)揮特殊的作用。分子、絡(luò)合物、電子或原子結(jié)構(gòu)的表征與測(cè)定。(引自文獻(xiàn)1)。 實(shí)驗(yàn)操作定義的分級(jí)提取或萃取實(shí)驗(yàn)操作定義的分級(jí)提取或萃取法常用在土壤和沉積物的物理形態(tài)分析中，也用于水和大氣顆粒物的物理形態(tài)分析中。在土壤和沉積物中元素可以1存在于顆粒物外

4、表的離子交換位；2吸附在顆粒物外表；3以沉淀物的形式存在；4以共沉淀形式存在，特別是與無(wú)定形鐵和錳氧化物的形式存在；5與有機(jī)分子形成絡(luò)合物；6被包裹態(tài)； 7進(jìn)入礦物的晶格3?，F(xiàn)將常用的分級(jí)提取方法列在表8-2 4。代表性的物理形態(tài)分級(jí)提取形態(tài)方法是Tiesser等人提出的 5。按照這個(gè)方法沉積物或土壤中金屬元素的形態(tài)分析可以分為可交換態(tài)、碳酸鹽結(jié)合態(tài)、鐵-錳氧化物結(jié)合態(tài)、有機(jī)物結(jié)合態(tài)與殘?jiān)鼞B(tài)。該方法已經(jīng)過(guò)較長(zhǎng)時(shí)間的研究和嚴(yán)格測(cè)試，已被廣泛應(yīng)用于土壤和底泥中的重金屬物理形態(tài)分析。表8-2 常用的分級(jí)提取方法提取劑級(jí)分參考文獻(xiàn)H2ONH4Ac/HAcNH2H2O2/HNO3N2N4HClHClO4

5、水溶態(tài)交換態(tài)氧化態(tài)硫化物和氧化物結(jié)合態(tài)鐵結(jié)合態(tài)非硅酸鹽殘?jiān)鼞B(tài)6MgCl2NaAc/HAcNH2H2O2/HNO3/NH4AcHF/HClO4交換態(tài)碳酸鹽結(jié)合態(tài)氧化物結(jié)合態(tài)有機(jī)物結(jié)合態(tài)殘?jiān)鼞B(tài)5KNO3NaOHEDTAHNO3可交換態(tài)吸附態(tài)有機(jī)質(zhì)結(jié)合態(tài)碳酸鹽和硫化物結(jié)合態(tài)7H2OKNO3Na4P2O7EDTANH23Na-citrate/NaHCO3/Na2S2O4HNO3HNO3/H2O2水溶態(tài) 交換態(tài)有機(jī)物結(jié)合態(tài)碳酸鹽、無(wú)定型鐵結(jié)合態(tài)氧化錳結(jié)合態(tài)晶型鐵氧化物結(jié)合態(tài)硫化物結(jié)合態(tài)殘?jiān)鼞B(tài)8HCO3- S2O42-NaOHHClHot NaOH有機(jī)物和胡敏酸結(jié)合態(tài) 局部胡敏酸結(jié)合態(tài)碳酸鹽、鐵氧化物結(jié)合

6、態(tài), 硫化物結(jié)合態(tài) 局部高嶺土結(jié)合態(tài) (局部), 硫化物結(jié)合態(tài)9Mg(NO3)2NaOClNH2O4Ac(NH4)2OX抗壞血酸/草酸緩沖溶液HCl/HF/HNO3交換態(tài)碳酸鹽錳氧化物結(jié)合態(tài)無(wú)定型鐵氧化物結(jié)合態(tài) 硫化物和有機(jī)物結(jié)合態(tài) 殘?jiān)鼞B(tài)10NH4AcNaAc/HAcNH2OHCl/HNO3草酸緩沖溶液H2O2/HNO3/NH4AcHNO3交換態(tài)碳酸鹽錳氧化物結(jié)合態(tài)無(wú)定型鐵氧化物結(jié)合態(tài)硫化物和有機(jī)物結(jié)合態(tài)殘?jiān)鼞B(tài)11NH4AcNaAc/HAcNH24Ac(NH4)2EDTA(NH4)2Ox抗壞血酸/草酸緩沖溶液HF/HClO4/HNO3交換態(tài)(非特性吸附)交換態(tài)(特性吸附)錳氧化物結(jié)合態(tài)有機(jī)物

7、結(jié)合態(tài)無(wú)定型鐵氧化物結(jié)合態(tài)鐵氧化物結(jié)合態(tài) (晶型)殘?jiān)鼞B(tài)12H2ONH4AcC6H6/CH3OHC6H6/CH3OH/KOHHClHFHCl/HClO4/HNO3水溶態(tài)交換態(tài)可溶性有機(jī)物結(jié)合態(tài)可溶性有機(jī)物結(jié)合態(tài)(胡敏酸和富里酸)礦物結(jié)合態(tài) (易溶出的)礦物結(jié)合態(tài) (難溶出的)非可溶性有機(jī)物結(jié)合態(tài)131992年歐共體標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)局European Community Bureau of Reference,簡(jiǎn)稱(chēng) BCR組織了35個(gè)歐洲實(shí)驗(yàn)室開(kāi)始致力于土壤和沉積物中金屬元素的物理形態(tài)分析方法的研究。他們提出了三步提取法簡(jiǎn)稱(chēng)BCR法，14。B1：水溶態(tài)、交換態(tài)及碳酸鹽結(jié)合態(tài)；B2：鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)；B3

8、：有機(jī)物及硫化物結(jié)合態(tài)。這種方法和Tessier等人提出的方法有很大的相似之處。實(shí)驗(yàn)操作定義的分級(jí)萃取方法存在兩個(gè)根本性問(wèn)題，即所用萃取劑缺乏選擇性，萃取過(guò)程中痕量元素的再吸附及再分配。但就是否存在這些問(wèn)題與如何證明這些問(wèn)題的存在，一直是有爭(zhēng)議的。爭(zhēng)論的焦點(diǎn)是沉積物與土壤是經(jīng)過(guò)長(zhǎng)期的風(fēng)化過(guò)程形成的，多種地球化學(xué)相共存，痕量金屬在不同的地球化學(xué)相中已到達(dá)平衡。因此，用物理化學(xué)性質(zhì)與真實(shí)土壤性質(zhì)完全不同的模擬土壤難以證明上述問(wèn)題的存在 15，16。此外，樣品的采集和預(yù)處理過(guò)程也會(huì)帶來(lái)形態(tài)的變化。按土壤中主要組分比，采用天然單礦物赤鐵礦、方解石、軟錳礦、伊利石、蒙脫石及從土壤中提取的腐殖酸合成模擬土

9、壤。由于這些單礦物及腐殖酸均來(lái)自土壤，其物理化學(xué)性質(zhì)與真實(shí)土壤非常類(lèi)似。較有說(shuō)服力地證明了操作定義的形態(tài)分析中存在萃取劑的非選擇性，萃取過(guò)程中痕量元素的再吸附與再分配問(wèn)題 17-19，從而較好地解決了在這個(gè)問(wèn)題上的長(zhǎng)期爭(zhēng)論20-24。天然水中痕量金屬的物理形態(tài)可以按照其粒徑大小分類(lèi)表8-325。在研究水中金屬的物理形態(tài)中，膠體顆粒物占有特殊的重要性。因?yàn)楦鞣N不同的污染物會(huì)與膠體顆粒物發(fā)生不同的物理化學(xué)反響。這樣，即使在地殼深處，污染物也會(huì)隨著地下水的流動(dòng)向遠(yuǎn)距離傳輸 26，27。為區(qū)分水中金屬不同粒徑的形態(tài)，常常應(yīng)用不同孔徑的膜，截留分子量為1000將水樣過(guò)濾。先用膜將顆粒物除去，然后再用膜過(guò)

10、濾，那么能通過(guò)膜而不能通過(guò)膜的級(jí)分為粒徑較大的膠體結(jié)合局部。通過(guò)膜過(guò)濾的局部，接著再用截留分子量為1000的膜過(guò)濾。能夠通過(guò)膜而不能通過(guò)截留分子量1000的局部為粒徑較小的膠體局部，而能通過(guò)截留分子量為1000道爾頓的膜的局部可視為游離金屬離子與真正可溶局部 28。當(dāng)然這種膠體分級(jí)是不嚴(yán)格的。表8-3 水中痕量金屬物理形態(tài)的粒徑分級(jí) (引自文獻(xiàn)25)物理化學(xué)形態(tài)例 子大約粒徑nm水合金屬離子Cu(H2O) 2+1無(wú)機(jī)絡(luò)合物Cu(H2O)4Cl21有機(jī)絡(luò)合物Cu-富里酸2-5無(wú)機(jī)膠體Cu2+-Fe2O310-200有機(jī)膠體Cu2+-腐殖酸10-200顆粒物顆粒物450 金屬有機(jī)化合物分析 在化學(xué)

11、形態(tài)分析中應(yīng)當(dāng)特別提出金屬有機(jī)化合物的分析。金屬有機(jī)化合物是指至少有一個(gè)碳原子與一個(gè)金屬原子之間形成一個(gè)共價(jià)鍵。根據(jù)這個(gè)定義將金屬與氮、氧和磷生成的金屬配合物或其它類(lèi)型金屬有機(jī)配合物不再包含在內(nèi)。同樣將與烷基和芳基形成共價(jià)鍵化合物，非金屬砷與硒也排除在外。水環(huán)境中最重要的金屬有機(jī)化合物的來(lái)源是持久性有害金屬有機(jī)化合物直接進(jìn)入環(huán)境，如水中金屬錫化合物。另一種重要來(lái)源是生物體與環(huán)境中某些金屬離子反響生成金屬有機(jī)化合物，最著名的例子就是自然界中汞的烷基化29。一般而言，環(huán)境樣品中金屬有機(jī)化合物的測(cè)定首先需要用萃取手段將金屬有機(jī)化合物別離。這種萃取別離必須滿(mǎn)足兩個(gè)互相矛盾的條件。一是應(yīng)盡量防止損失與有

12、適宜的回收率，二是不能導(dǎo)致待測(cè)金屬有機(jī)化合物結(jié)構(gòu)的破壞30。很多因素可以影響樣品中金屬有機(jī)化合物的萃取。以組織中金屬有機(jī)錫的萃取為例，有機(jī)溶劑、酸的性質(zhì)與濃度、絡(luò)合劑的存在與否均會(huì)影響萃取結(jié)果 31。超臨界流體萃取的技術(shù)不能直接應(yīng)用于水相中金屬有機(jī)化合物的萃取。但當(dāng)與固體萃取技術(shù)相結(jié)合，然后用超臨界流體技術(shù)萃取金屬有機(jī)衍生物那么能成功。到目前為止，已經(jīng)開(kāi)展了兩種固相萃取技術(shù)，即固相萃取膜上金屬氯化有機(jī)錫的格林試劑衍生 32與水相中用NaEt4B衍生然后用固相萃取 33。Bayona 34應(yīng)用超臨界流體色譜萃取環(huán)境樣品中有機(jī)金屬錫、汞、鉛與砷化合物。原那么上，在測(cè)定金屬有機(jī)化合物時(shí)應(yīng)盡量防止衍生

13、。但為了增加金屬有機(jī)化合物的揮發(fā)性，也難免采用衍生技術(shù) 35。最有效的金屬有機(jī)化合物測(cè)定技術(shù)是儀器聯(lián)用技術(shù)，即將具有高別離能力的色譜技術(shù)與具有高靈敏度的原子光質(zhì)譜技術(shù)結(jié)合起來(lái)。這些聯(lián)用技術(shù)包括LC-，GC-，SFC-，CE-與AA，ICP-AES，ICP-MS 的聯(lián)用1，36-38。聯(lián)用技術(shù)中最為關(guān)鍵的是接口，它在很大程度上決定方法的靈敏度。、游離金屬離子的分析測(cè)定土壤中金屬元素的總量和形態(tài)分布決定了元素的生物可給性。但是最為主要的是土壤間隙水中游離金屬離子(free metal ion, FMI)的濃度。有關(guān)游離金屬離子的濃度的獲得主要有以下三種方法：1金屬離子MZ+m等來(lái)計(jì)算得到。常用的模

14、型包括GEOCHEM, SOILCHEM,HYDRAQL,ECOSAT和MINTEQA2。模式計(jì)算基于這樣一個(gè)假設(shè)，即各相之間已經(jīng)到達(dá)熱力學(xué)平衡，存在于土壤-土壤溶液之間的一些反響是非常慢的和不可逆的。因此，這些模型使用的不當(dāng)會(huì)帶來(lái)錯(cuò)誤的結(jié)論。最近報(bào)道的道納膜平衡技術(shù)39-41因其適用范圍廣，能很好地評(píng)價(jià)土壤中金屬元素的生物可給性，因而得到了廣泛的應(yīng)用。道納膜平衡技術(shù)包括一個(gè)連續(xù)的流動(dòng)體系如圖 8-1所示。供體和受體兩邊都連續(xù)充滿(mǎn)溶液，供體一邊的溶液有游離金屬離子、無(wú)機(jī)與有機(jī)金屬配合物，受體一邊只包括無(wú)機(jī)離子和無(wú)機(jī)配合物。它們被中間的帶負(fù)電的離子交換膜隔開(kāi)，通過(guò)膜的陽(yáng)離子交換經(jīng)過(guò)一定時(shí)間后到達(dá)

15、平衡。我們稱(chēng)這種平衡為道納膜平衡。在到達(dá)平衡時(shí)可以用常用的元素分析方法測(cè)得受體一邊的游離離子濃度。從而獲得土壤溶液中游離離子的濃度。土柱：土壤/土壤溶液=80/1g/L帶負(fù)電的離子交換膜： meq/g -0.17 mm外表積： 6.16 cm2 A: 受體 D:供體 蠕動(dòng)泵流速：2.9 ml/min圖 8-1 道納膜平衡體系 生物體中的金屬有機(jī)化合物、植物螯合肽和金屬硫蛋白的分析在生物體內(nèi)，金屬與非金屬往往與氨基酸、脂、蛋白質(zhì)與多糖結(jié)合。這些生物大分子是不揮發(fā)性的 42。這些生物大分子可以粗分為以下類(lèi)型36：無(wú)機(jī)非金屬元素砷、硒與銻被植物或動(dòng)物代謝為有機(jī)非金屬化合物。經(jīng)典的例子是海洋生物中存在

16、含砷有機(jī)化合物，富硒環(huán)境中存在的硒氨基酸、硒糖與硒蛋白；金屬脅迫條件下在植物體內(nèi)與動(dòng)物體內(nèi)合成的與單糖或多糖結(jié)合的金屬螯合肽。最典型是植物中合成富含胱氨酸的植物螯合肽phytochelatins；與轉(zhuǎn)運(yùn)蛋白質(zhì)與酶結(jié)合的金屬配合物，如動(dòng)物體內(nèi)誘導(dǎo)產(chǎn)生的金屬硫蛋白metallothioneins；與其它生物大分子多糖、葉綠素、糖蛋白結(jié)合的配合物。其中某些配合物能與聚羧基基團(tuán)牢固結(jié)合而具有熱穩(wěn)定性。金屬硫蛋白是動(dòng)物腎臟與肝臟中因攝入有毒重金屬而誘導(dǎo)產(chǎn)生的一種蛋白質(zhì)。金屬硫蛋白含約33%胱氨酸，主要異構(gòu)體有兩個(gè)，分子量在10000左右，可以用高效液相色譜別離 43。大量使用農(nóng)用稀土，一局部稀土?xí)恢参?/p>

17、吸收而與植物體內(nèi)的蛋白結(jié)合 44，45。中國(guó)低硒帶大豆中的硒主要以硒蛋白、殼多糖與多糖的形成存在 46。一般而言，生物體內(nèi)的金屬有機(jī)化合物、肽和蛋白質(zhì)是不能直接測(cè)定的，必須進(jìn)行生物樣品的預(yù)處理，包括從細(xì)胞中將所需形態(tài)別離出來(lái)。亞細(xì)胞分級(jí)步驟如圖8-1-所示47：器官 + 緩沖液勻漿4C離心10 min，700g上清液核上清液線(xiàn)粒體細(xì)胞溶膠微粒體離心25 min，30000g上清液溶酶體離心10 min，9000g離心40 min，105000g圖8-2 亞細(xì)胞分級(jí)步驟生物樣品經(jīng)過(guò)預(yù)處理以后，可以用不同的色譜技術(shù)將所需測(cè)定的個(gè)體形態(tài)別離出來(lái)。生物大分子中結(jié)合的金屬元素可以用元素分析儀器測(cè)定。儀器

18、聯(lián)用技術(shù)可以同時(shí)完成個(gè)體形態(tài)的別離和元素的測(cè)定，如HPLC-ICPMS。與原子吸收光譜和發(fā)射光譜測(cè)定技術(shù)相比，ICP-MS作為HPLC的檢測(cè)器其優(yōu)點(diǎn)是能同時(shí)多元素測(cè)定和高靈敏度。土壤外表的形態(tài)分析土壤外表金屬元素的形態(tài)分析主要指元素在土壤顆粒物與土壤溶液界面上的結(jié)合位點(diǎn)的鍵合形式。一些現(xiàn)代的光譜分析技術(shù)的應(yīng)用在很大程度上推動(dòng)了土壤外表形態(tài)分析的創(chuàng)立和進(jìn)步。這些技術(shù)包括：傅立葉變換紅外光譜FTIR、核磁共振光譜、X-射線(xiàn)吸收光譜和掃描探針48。這里特別要提到的是X-射線(xiàn)吸收光譜。利用同步輻射產(chǎn)生的X-射線(xiàn)吸收光譜可以在分子水平上研究元素的形態(tài)，包括元素的價(jià)態(tài)、與其鍵合元素的種類(lèi)和鍵長(zhǎng)等。由于土壤

19、外表形態(tài)分析的研究還在起步階段，沒(méi)有形成一個(gè)很完整的方法學(xué)。因此，下面只就我們關(guān)心的對(duì)環(huán)境研究有重要意義的一些研究動(dòng)態(tài)做簡(jiǎn)單的介紹。土壤中砷主要以AsIII亞砷酸鹽和AsV砷酸鹽的形式存在。土壤中的AsIII可以被氧化成AsV。在復(fù)原性土壤條件下，AsV是主要的存在形態(tài)。針鐵礦-FeOOH是土壤中最主要的鐵氧化物。應(yīng)用透射傅立葉變換紅外光譜T-FTIR和漫反射傅立葉變換紅外光譜ATR-FTIR研究了亞砷酸鹽和砷酸鹽在針鐵礦-FeOOH上的鍵合結(jié)構(gòu)49。在針鐵礦外表有3個(gè)對(duì)應(yīng)于單配位、雙配位和三配位的OH能帶。大局部砷酸鹽和亞砷酸鹽陰離子可以取代兩個(gè)單配位體的外表OH基團(tuán)A型，生成Fe-O-As

20、O(OH)-O-Fe和Fe-O-As(OH)-O-Fe橋式配合物。但是它們與雙配位體C型和三配位體B型外表OH基團(tuán)的作用是明顯不同的。AsIII主要與C型OH基團(tuán)反響，AsV主要與B型OH基團(tuán)反響。這些反響可能是由于氫鍵或化學(xué)鍵。圖8-349顯示不同pH條件下用D2O處理后的針鐵礦的T-FTIR掃描圖。pH對(duì)真空條件下A-、B- 和C-型DO的吸收譜帶的影響不大。參加砷酸鹽和亞砷酸鹽使2548 cm-1譜帶的強(qiáng)度減低圖8-3 b和c。 當(dāng)砷的濃度達(dá)200 mol/g針鐵礦時(shí)，AsIII和AsV在2548 cm-1的峰均不能再檢出。這說(shuō)明AsIII和AsV與A-OH基團(tuán)發(fā)生很強(qiáng)的反響。對(duì)AsV處

21、理的樣品圖8-3 b，在2686 cm-1處出現(xiàn)一新峰。隨著AsV外表覆蓋度的增加，2701 cm-1譜帶強(qiáng)度降低，2686 cm-1譜帶強(qiáng)度增加。在200 mol AsV/g針鐵礦處理時(shí)，在2713 cm-1處出現(xiàn)一個(gè)新譜帶。假設(shè)AsV到達(dá)400 mol/g針鐵礦時(shí)，原來(lái)的2701 cm-1譜帶就不明顯了，可能分裂為2686 cm-1的主譜帶和2713 cm-1的次譜帶。圖8-3 氘處理后的針鐵礦T-FTIR吸收光譜圖。(a) 不同pH的純針鐵礦；(b) As(V)處理過(guò)的針鐵礦 (c)As(III)處理過(guò)的針鐵礦。引自文獻(xiàn) 49。X-射線(xiàn)吸收精細(xì)光譜EXAFS證明雙配位體雙核絡(luò)合是砷酸鹽在

22、針鐵礦外表的主要鍵合機(jī)理50-52。 基于壓力躍升松弛研究并經(jīng)EXAFS證實(shí)，隨著外表覆蓋度的不同，砷酸鹽在針鐵礦外表可以生成三種不同類(lèi)型的外表配合物圖8-450，53。Frendorf等人 50指出當(dāng)外表覆蓋度低時(shí)，單配位體配合物RAs-Fe3.59 是主要的。當(dāng)外表覆蓋度高時(shí)，雙配位體單核配合物是主要的RAs-Fe。當(dāng)外表覆蓋度接近單層容量時(shí)，雙配位體雙核配合物是主要的RAs-Fe。當(dāng)外表覆蓋度非常低時(shí)，H2AsO4-與外表OH基團(tuán)發(fā)生交換反響，生成單配位體配合物。當(dāng)外表覆蓋度高時(shí)，第二個(gè)OH基團(tuán)交換反響就會(huì)發(fā)生，生成雙配位體外表配合物54。圖8-4 針鐵礦上砷酸鹽吸附機(jī)制示意圖 引自文獻(xiàn)

23、 53關(guān)于砷酸鹽是否會(huì)生成橋式結(jié)構(gòu)配合物的問(wèn)題，人們?cè)羞^(guò)爭(zhēng)論。Waychunas等人51和Fendorf等人50認(rèn)為AsV在針鐵礦和水合鐵ferrihydrite外表生成橋式配合物。但當(dāng)外表覆蓋度很低時(shí)，在結(jié)晶針鐵礦外表生成單配位體配合物。對(duì)無(wú)定形鐵氧化物而言，隨著砷酸鹽覆蓋度的增加，其單配位體配合物減少。對(duì)水合鐵而言，在1-7周培養(yǎng)期間內(nèi)單配位體配合物并沒(méi)有觀察到時(shí)間效應(yīng)aging effect。Manceau51對(duì)Waychunas等人50的上述觀察結(jié)果提出質(zhì)疑。Waychunas等人在反駁Manceau時(shí)提出的質(zhì)疑時(shí)，認(rèn)為角共享雙配位體砷酸鹽配合物RAs-Fe是普遍存在的。OReill

24、y 等人53應(yīng)用EXAFS揭示了針鐵礦外表上被吸附的砷周?chē)袃蓪釉託?。在最里層的原子殼是O原子，向外第二層是Fe原子，As-Fe鍵長(zhǎng)為3.30 。如果將樣品培養(yǎng)不同的時(shí)間段，其分子環(huán)境并不發(fā)生變化。在大局部地表水與地下水中UVI生成可溶性化合物，而UIV那么生成不溶性瀝青鈾礦UO2c。X-射線(xiàn)熒光與X-射線(xiàn)吸收光譜測(cè)定的結(jié)果證明，在土壤顆粒中85U以UVI的形式存在55，56。有機(jī)物涂層可以改變土壤外表特性，從而影響其吸附機(jī)理。有機(jī)物涂層也可以掩蓋礦物外表，防止金屬吸附。鎳在高嶺土外表的吸附在開(kāi)始階段會(huì)隨著高嶺土涂層腐殖酸HA的增加而增加，并且鎳的吸附特性在一個(gè)較長(zhǎng)的時(shí)間段內(nèi)沒(méi)有到達(dá)平衡。

25、EXAFS分析證明，當(dāng)高嶺土外表沒(méi)有HA涂層時(shí)，就會(huì)在其外表生成Ni-Al層狀雙氫氧化物L(fēng)DH沉淀。HA本身可以與Ni生成內(nèi)層配合物與兩個(gè)碳原子，平均徑向距離2.85 。假設(shè)高嶺土外表有1重量HA涂層，那么在高嶺土外表生成Ni-Al LDH沉淀。假設(shè)高嶺土外表有5重量涂層，外表沉淀生成的速度就大為減低，而且其沉淀結(jié)構(gòu)類(lèi)似于Ni(OH)2(s)。 Ni(OH)2與Ni-Al LDH沉淀不同，不能防止質(zhì)子溶解57。這些實(shí)驗(yàn)結(jié)果對(duì)早期的發(fā)現(xiàn)提出質(zhì)疑。過(guò)去認(rèn)為Ni以及其它第一排過(guò)渡金屬生成穩(wěn)定的外表配合物是固定環(huán)境中有毒金屬的重要途徑。圖8-5 針鐵礦-腐殖酸鹽絡(luò)合物上Cu(II)的可能構(gòu)象示意圖：

26、Cu(II)在針鐵礦位點(diǎn)上的內(nèi)配合物以及A型和B型三元配合物引自文獻(xiàn)58。應(yīng)用EXAFS對(duì)CuII-腐殖酸/針鐵礦或CuII-腐殖酸糊狀物作Cu K邊測(cè)定，銅以扭曲的八面體結(jié)構(gòu)存在，含有四個(gè)短的平伏鍵1.94-1.97 ，兩個(gè)長(zhǎng)的與氧結(jié)合的軸向鍵。當(dāng)參加的腐殖酸從0增加到28 g/kg針鐵礦時(shí)，軸向Cu-O鍵減小到2.24 0.03 0.02 0.03 相應(yīng)的Cu-O的軸向鍵長(zhǎng)。 Cu-O軸向鍵長(zhǎng)的變短是由于基團(tuán)場(chǎng)分裂能量的降低所致。如果腐殖酸基團(tuán)代替Cu(II)配位殼層中平伏水分子，基團(tuán)場(chǎng)強(qiáng)度就會(huì)變?nèi)?。?dāng)吸收的腐殖酸達(dá)88 g/kg針鐵礦時(shí)，在3.17-3.20 間就能觀察到第二鐵殼層。這就

27、意味著CuII與針鐵礦和腐殖酸平均鍵合。針鐵礦-腐殖酸配合物的Cu(II) EANES譜難以用針鐵礦或腐殖酸的CuII譜擬合。當(dāng)腐殖酸濃度介于216-236 g/kg針鐵礦時(shí)，第二鐵殼層就不能檢出。Cu-O軸向鍵長(zhǎng)2.32 0.02 和XANES譜證明CuII只與腐殖酸結(jié)合。XANES和EXAFS數(shù)據(jù)認(rèn)為在吸收腐殖酸低時(shí)，CuII與無(wú)機(jī)針鐵礦和有機(jī)腐殖酸平均鍵合，生成A型三元配合物。在吸收腐殖酸高時(shí)，生成B型配合物圖8-558。 植物根外表的形態(tài)分析 某些植物根的外表可以積累較高濃度的金屬或類(lèi)金屬。 金屬或類(lèi)金屬可以沉積在根外表或在根細(xì)胞壁或泡漿中。這兩種不同的沉積方式就是某些植物根外解毒與內(nèi)

28、解毒機(jī)制。某些植物根系外表可以形成一薄層鐵膜。在Typha latifolia根外表生成的鐵膜是無(wú)定型氫氧化物。在Dryza satire L. 生成的鐵膜是r-FeOOH和-FeOOH。在Phragmites australis上的鐵膜是FeCO3 59。但是，Hansel等人60那么認(rèn)為在濕地植物Phalaris arundinacea 的根外表會(huì)生成連續(xù)的沉淀物鐵膜， 鐵膜含約63水合鐵，32針鐵礦與5菱鐵礦。雖然，Pb在根外表與Fe同時(shí)存在，但Pb與有機(jī)基團(tuán)絡(luò)合。相反，Mn和Zn在根外表以分散的菱錳礦/水鋅礦結(jié)核存在。這說(shuō)明土壤/根外表看來(lái)是一個(gè)很復(fù)雜的生物化學(xué)環(huán)境，同時(shí)含有復(fù)原性質(zhì)和

29、氧化性質(zhì)的礦物。正因?yàn)槿绱?，含水鐵氧化物、微生物生物膜和金屬碳酸鹽將影響根際環(huán)境中金屬的生物可利用性與可移動(dòng)性。 濕地植物P. arundinacea和T. latifolia的鐵膜主要是水合鐵ferrihydrite， 少量針鐵礦與微量菱鐵礦。但T. latifolia與P. arundinacea的鐵膜有所不同。T. latifolia的鐵膜含有大量的纖鐵礦lepidocrocite和較多的結(jié)晶形礦物。針鐵礦與纖鐵礦共存這一點(diǎn)就足以證明植物根外表的微環(huán)境的化學(xué)性質(zhì)是多樣性的。 砷以?xún)煞N吸附態(tài)存在，82是砷酸鹽，18是亞砷酸鹽-鐵氫氧化物配合物，且砷與鐵呈時(shí)空相關(guān)性。在植物根外表形成一個(gè)連續(xù)

30、的鐵氫氧化物配合物環(huán)時(shí)，砷那么在根的外部或內(nèi)部是以分散的狀態(tài)存在的。與根外表結(jié)合的砷往往與鐵富集區(qū)相對(duì)應(yīng)，這可能是鐵的非均勻性和砷的優(yōu)勢(shì)吸收反響的直接結(jié)果61。由于土壤的酸化，土壤中的鋁會(huì)溶解而成為Al3+。Al3+的毒性是導(dǎo)致某些農(nóng)作物減產(chǎn)的主要原因。但對(duì)于某些耐Al3+植物而言，有機(jī)酸可以有效地消除Al3+的毒性。其解毒的機(jī)制分為植物根外部解毒與植物根內(nèi)部解毒機(jī)制。植物根外部解毒機(jī)制是指某些植物根在Al3+脅迫條件下，會(huì)分泌出低分子量有機(jī)酸。檸檬酸根、草酸根是植物根分泌的常見(jiàn)的有機(jī)酸陰離子。這些有機(jī)酸陰離子可以與Al3+生成配合物，從而防止Al3+對(duì)植物根的毒害作用。植物對(duì)Al3+的內(nèi)解毒

31、機(jī)制是指某些耐Al3+植物可以在草本植物的地上局部積累很高濃度的鋁，不呈現(xiàn)任何中毒病癥。其內(nèi)解毒機(jī)制是有機(jī)酸與鋁生成1:1的配合物，從而極大地減少了Al3+對(duì)細(xì)胞質(zhì)的毒性，防止Al3+與植物敏感細(xì)胞生成配合物62。Eu3+可以與羧基基團(tuán)生成單配位、雙配位和三配位體的配合物。核磁共振和紅外光譜證明羧基是Eu3+與水葫蘆根鍵合的主要基團(tuán)。EXAFS光譜證明Eu3+與10-11個(gè)氧原子配位，其鍵距為2.44 。水葫蘆根吸收Eu3+是在其根外表通過(guò)羧基基團(tuán)而實(shí)現(xiàn)的。雙羧基基團(tuán)配位配合物的Eu-O鍵長(zhǎng)比與水配位的Eu-O鍵長(zhǎng)要長(zhǎng)。對(duì)水葫蘆而言，其Eu-O鍵長(zhǎng)要比Eu(NO3)36H2O 的Eu-O鍵長(zhǎng)要

32、短。這一點(diǎn)反映與Eu3+ 配位的羧基基團(tuán)較少，配位的水分子那么較多63。因含砷廢水的灌溉或者含砷殺毒劑的使用，會(huì)使砷進(jìn)入水稻Oryza satira。在水中砷可以以亞砷酸鹽、砷酸鹽、一甲基砷酸和二甲基砷酸的形式存在。亞砷酸鹽的吸收是一個(gè)主動(dòng)過(guò)程，其吸收速度與砷酸鹽吸收過(guò)程相似。當(dāng)磷酸鹽存在時(shí)，砷酸鹽的吸收被強(qiáng)烈抑制。但亞砷酸鹽的吸收卻不受磷酸鹽影響。這說(shuō)明砷酸鹽和亞砷酸鹽的吸收機(jī)制是不相同的64。印第安那芥菜Brassica Juncea L.是一類(lèi)生物量大，但能積累較大量鎘的農(nóng)作物。其積累機(jī)理是在根中可以快速積累植物螯合肽phytochelatins，其結(jié)構(gòu)可能是Cd-S4配合物。但鎘在木質(zhì)

33、部傷流液中運(yùn)輸時(shí)，主要是與氧或氮配位65。超積累植物中元素的存在形態(tài)由于植物修復(fù)技術(shù)是治理被金屬污染土壤的最有前途的方法，有關(guān)超積累植物的根底研究與示范工程受到極大關(guān)注。有關(guān)金屬元素或類(lèi)金屬元素在超積累植物中的積累機(jī)制和存在形態(tài)的研究都取得很大進(jìn)步。本章將簡(jiǎn)要討論超積累植物中金屬元素或類(lèi)金屬元素的存在形態(tài)。極大多數(shù)超積累植物是鎳超積累植物。超積累植物Alyssum lesbiaeum中鎳與組氨酸的咪唑氮的鍵長(zhǎng)是1.98 ，鎳與其他5個(gè)原子的鍵長(zhǎng)是2.05 ，與外殼層碳和氮原子的鍵長(zhǎng)是2.93 和4.24 。此外，鎳沒(méi)有與硫配位。如果鎳與硫配位，那么Ni-S鍵長(zhǎng)2.25 應(yīng)當(dāng)能夠檢出。這一點(diǎn)非常

34、重要，因?yàn)槟承┤苏J(rèn)為超積累植物之所以能耐高濃度的重金屬，是由于在超積累植物中誘導(dǎo)產(chǎn)生了富含胱氨酸的低分子量植物螯合肽66。EXAFS和EXAFS說(shuō)明了鋅在超積累植物Arabidopsis halleri和非超積累植物Arabidopsis lyrata的亞種potraea中的化學(xué)形態(tài)67。水培植物和天然生長(zhǎng)在被污染土壤的A. halleri中鋅的存在形態(tài)是與植物的生長(zhǎng)地或與鋅的暴露無(wú)關(guān)。在植物的氣生局部，主要是以八面配位體存在的，鋅與蘋(píng)果酸、羧基或羥基基團(tuán)絡(luò)合。如果A. halleri在水培條件下生長(zhǎng)，在植物根中只能檢出磷酸鋅。如果A. halleri生長(zhǎng)在被鋅污染的土壤中，鋅可以蘋(píng)果酸鋅，檸

35、檬酸鋅和磷酸鋅存在。在其亞種petraea的氣生局部和根中均能檢出磷酸鋅。Pteris vittata是近來(lái)才發(fā)現(xiàn)的砷超積累植物68，后來(lái)又發(fā)現(xiàn)了一些其它蕨類(lèi)植物，如Pityrogramma calomelanos69。HPLC-ICP-MS分析結(jié)果指出，P. vittata 中85砷是以亞砷酸鹽存在的，其余局部是以砷酸鹽存在的。并主要以As(III)固定在葉中70，71。在最后要特別強(qiáng)調(diào)一點(diǎn)，在所有形態(tài)分析的研究中樣品的采集和預(yù)處理過(guò)程是非常重要的，必須保證樣品的存在形態(tài)沒(méi)有或盡可能小的改變。8. 2. 生物可給性過(guò)去，生物可給性是指土壤中重金屬或疏水性有機(jī)污染物被生物體吸收的局部72。兩個(gè)

36、主要的因素決定生物可給性的量：1化學(xué)物質(zhì)從土壤向活體細(xì)胞轉(zhuǎn)移的速率傳質(zhì)過(guò)程；2吸收和代謝的速率細(xì)胞的本征活性 73。近來(lái)，生物可給性是指決定生物暴露于土壤或沉積物中的化學(xué)物質(zhì)的物理化學(xué)與生物反響的過(guò)程74。這個(gè)反響過(guò)程可以粗略地區(qū)分為：土壤和沉積物中的反響過(guò)程；污染物在生物體細(xì)胞膜外表的反響和進(jìn)入生物體內(nèi)的生物反響過(guò)程。隨著人們對(duì)生物可給性的認(rèn)識(shí)的逐漸深化，生物可給性的研究會(huì)推進(jìn)到一個(gè)新的階段。但考慮到污染物質(zhì)在土壤和沉積物中的反響已有其它文章論及。因此，在以后的討論中，將主要討論土壤中重金屬的生物可給性的方法學(xué)進(jìn)展，并將這些進(jìn)展與污染物的生物反響過(guò)程聯(lián)系起來(lái)。在相當(dāng)長(zhǎng)的一段時(shí)間內(nèi)，人們做出了

37、很多努力，以便深入了解金屬元素在環(huán)境中的反響過(guò)程和被生物吸收的過(guò)程?；诓煌脑?，開(kāi)展了生物可給性的不同的方法學(xué)：8 游離離子活性模型(The free ion activity model, FIAM)早期，游離離子活性模型是用來(lái)解釋金屬-生物相互反響的。認(rèn)為游離離子活性模型在決定金屬陽(yáng)離子的吸收和毒性中具有普遍的重要性75。Lombi和Nolan 76證明FIAM是基于以下平衡反響(為簡(jiǎn)單起見(jiàn)，不考慮電荷)： 8-1 (8-2) (8-3) (8-4)上式中，M代表金屬，L是可溶性基團(tuán)，_X代表細(xì)胞膜外表鍵合位點(diǎn)，其關(guān)鍵假設(shè)是：游離離子濃度Mn+只由可溶性基團(tuán)L的反響所決定，對(duì)于細(xì)胞外表

38、的存在與否是“無(wú)差異的；KMLKM_X或LTXT。這里L(fēng)T和XT指總基團(tuán)濃度和總的細(xì)胞外表鍵合位點(diǎn)濃度；在水相和細(xì)胞膜外表之間能迅速到達(dá)快平衡；對(duì)金屬的生物響應(yīng)(BR)是與M_X 的形成程度成正比，即與M所占可能的外表鍵合位點(diǎn)的分量成正比： BR = KM_X_XM (8-5) _XM_X，實(shí)際上_X是常數(shù)，所以生物響應(yīng)BR只與Mn+成正比；當(dāng)暴露于某一金屬時(shí)，細(xì)胞膜外表的性質(zhì)仍保持不變。值得指出的是，與FIAM一致并不排除金屬配合物在細(xì)胞膜外表通過(guò)以下置換反響而鍵合： (8-6) (8-7)將反響(2)和(7)重排，那么得： (8-8)當(dāng)然，F(xiàn)IAM亦有例外。如果金屬配合物ML與細(xì)胞膜外表反

39、響，生成三元外表配合物ML-X。這樣，生物響應(yīng)與配合物ML的活性相關(guān)，而并不與M的活性相關(guān)。如果M也引起生物響應(yīng)，那么總的生物響應(yīng)是M和ML的加權(quán)作用。但對(duì)高等植物而言，似無(wú)實(shí)驗(yàn)可以證明三元配合物的存在。但是，不符合FIAM模型的研究也有報(bào)導(dǎo)。當(dāng)在污染土壤中參加50和100 mg/kg EDTA時(shí)，鎘在植物中的濃度增加11倍和63倍。所以這個(gè)例子是FIAM的一個(gè)例外77。當(dāng)印第安娜芥菜(Brassica juncea)暴露于鉛和過(guò)量EDTA時(shí)，干葉中的鉛可達(dá)1.1(W/W)。同時(shí)，在葉中EDTA的積累是與鉛的積累有正相相關(guān)關(guān)系。所以，人們推測(cè)EDTA首先在植物體外是與鉛結(jié)合，然后以Pb-EDT

40、A配合物的形式被植物吸收，并通過(guò)木質(zhì)部輸送，儲(chǔ)存在葉中78。離子色譜電噴霧質(zhì)譜證明土壤溶液和植物木質(zhì)部中均檢出Mn-、Zn-、Al-圖8-6 表示EDTA處理對(duì)L值的(CdL, )和鎘溶解性的影響。圖示為幾個(gè)化學(xué)實(shí)驗(yàn)對(duì)土壤鎘溶解性的比擬：硝酸提取 Cdtotal， E值CdE和0.05 M EDTA或1 M CaCl2Cdcl萃取。EDTA萃取的懸浮液比例是0.2 g mL-1，EDTA量是與盆載實(shí)驗(yàn)中的處理相當(dāng)0, 0.1, 1, 5, and 10 mmol EDTA kg-1引自文獻(xiàn)81.圖8-7鎘的L/E與被蕓苔Brassica juncea吸收鎘的關(guān)系(引自文獻(xiàn)81.和Cd-EDTA

41、配合物79。但Vassil78認(rèn)為金屬-EDTA配合物的吸收機(jī)理可能不同于金屬離子的吸收機(jī)理，可能由于高濃度配合物的存在，使細(xì)胞膜的正常生理功能受到破壞。8. 同位素稀釋交換同位素稀釋(isotope dilution exchange)用于生物可給性的原理是當(dāng)放射性同位素參加到已平衡的土壤懸浮液時(shí)，同位素就會(huì)很快地(數(shù)小時(shí)到數(shù)天)在固相和溶液相之間進(jìn)行分配。這種分配過(guò)程如同土壤外表吸附的穩(wěn)定元素與液相到達(dá)平衡時(shí)一樣?？梢苿?dòng)性放射性局部通常認(rèn)為是放射性可交換庫(kù)或E值。E值可以用放射性同位素在土壤固相和溶液相間的分配系數(shù)(Kd)和穩(wěn)定元素在溶液相中的濃度(M)進(jìn)行測(cè)定80：E (mg/kg) =

42、 M (mg/L) Kd (L/kg 土) (8-9)同樣，這個(gè)概念可以將植物從土壤溶液中吸收金屬元素看作為放射性同位素和穩(wěn)定元素在土壤固相和溶液相間到達(dá)平衡時(shí)的分配過(guò)程。不過(guò)植物可給性是用L值代替E值。Stanhope等81應(yīng)用同位素稀釋技術(shù)評(píng)論植物修復(fù)技術(shù)。當(dāng)參加EDTA(0-10 mmol/kg土)能增加植物從污泥處置后的土壤中吸收Cd、Zn、Pb、Ni和Cu。實(shí)驗(yàn)結(jié)果指出，E值和L值很相近圖8-6和圖8-7。因此，作者認(rèn)為L(zhǎng)值可以作為土壤的根本特性，它與生物試驗(yàn)和植物生長(zhǎng)條件無(wú)關(guān)。但污染土壤中鎘的生物可利用性并不是只決定于土壤外表過(guò)程82。鎘的L值和E值的差異可能是由于植物根際同位素交

43、換與中性鹽的萃取的條件有差異所引起的。按照同樣的思路，土壤溶液中鎘的比放射性總是要比植物中的比放射性高。這說(shuō)明，根際溶液中的鎘的比放射性比本體土壤的鎘的比放射性高。L值和E值的差異也意味著與植物有關(guān)的同位素會(huì)影響同位素交換83。由于土壤pH， 可溶性有機(jī)物質(zhì)和離子活度等的影響。植物根際金屬的移動(dòng)性與本體土壤的移動(dòng)性是有差異的。 薄層梯度擴(kuò)散(diffusive gradients in thin films, DGT)薄層梯度擴(kuò)散的概念是由Hamilton-Taylor84，Hunt 85, Zhang 和Davison86-88 等人提出來(lái)的。它的原理是Fick第一擴(kuò)散定律。一個(gè)厚度為g的離

44、子滲透水凝膠膜將溶液本身與離子交換樹(shù)脂層分開(kāi)(圖8-8)。金屬離子通過(guò)凝膠膜擴(kuò)散，很快與樹(shù)脂鍵合。假設(shè)樹(shù)脂的鍵合容量沒(méi)有超過(guò)的話(huà)，樹(shù)脂外表的金屬濃度即可假定為零，從而為水凝膠層創(chuàng)造一個(gè)濃度梯度。如果在水凝膠層設(shè)置時(shí)間(t)，這個(gè)濃度梯度保持常數(shù)(圖8-8 中條件(i)，那么通過(guò)水凝膠層擴(kuò)散的離子通量(F)可以用方程(10)計(jì)算，溶液本身中離子的濃度(C)可以用方程(11)計(jì)算：F = DC/g (8-10)C = Mg/(DtA) (8-11) 這里D是金屬離子的擴(kuò)散系數(shù)，A是暴露于溶液本身凝膠膜的面積，M是積累在樹(shù)脂層的金屬量。應(yīng)用DGT可以直接測(cè)量在時(shí)間(t)內(nèi)通過(guò)膜(面積為A)積累金屬量

45、M時(shí)的擴(kuò)散通量：FDGT = M/(tA) (8-12)圖8-8 DGT實(shí)驗(yàn)中與溶液接觸的離子濃度梯度示意圖，溶液中離子從土壤固相中被重新補(bǔ)充：情況1表示溶液中金屬離子濃度完全保持恒定；情況2表示溶液中金屬離子的濃度沒(méi)有保持不變；情況3表示溶液中金屬離子的濃度局部得到補(bǔ)充引自文獻(xiàn)86。當(dāng)金屬離子從溶液中通過(guò)DGT而去掉時(shí)，那么金屬離子就可能從土壤的固相向溶液相重新補(bǔ)充。這樣DGT裝置就會(huì)形成一個(gè)從土壤到溶液之間的凈通量。這種DGT誘導(dǎo)產(chǎn)生的土壤到溶液的通量(Fss)不一定與從土壤到溶液的最大通量(Fpm)相同。根據(jù)DGT裝置的性質(zhì)，F(xiàn)ss可能是Fpm的一個(gè)分量，故曰分通量。直接測(cè)定的DGT通量

46、(FDGT)與Fss和Fpm有關(guān)，可能是以下三種情況之一(圖8-8)：(1) 溶液中金屬離子濃度完全保持恒定：當(dāng)金屬離子被DGT裝置去掉以后，金屬離子可以從土壤固相中迅速得到補(bǔ)充，從而使溶液中的金屬離子濃度實(shí)際上得到緩沖而保持在一個(gè)定值。如果在時(shí)間內(nèi)在樹(shù)脂層中積累的金屬量加以測(cè)定以后，那么在土壤溶液中金屬離子的原位濃度就可以用方程(11)進(jìn)行計(jì)算，F(xiàn)DGT就可以用方程(12)得到。這就表示金屬離子從土壤到溶液的分通量小于原位點(diǎn)的可能通量FSS = FDGT Fpm。(2) 溶液中金屬離子的濃度沒(méi)有保持不變：這就表示金屬離子的濃度從土壤中沒(méi)有得到補(bǔ)充(Fpm = 0)。金屬離子向DGT裝置的補(bǔ)充

47、完全依靠溶液中離子的擴(kuò)散，這樣金屬離子首先在DGT裝置附近被逐漸去掉，然后向溶液延伸。DGT通量隨著時(shí)間的延長(zhǎng)而逐漸下降。但是溶液中的起始濃度可以假設(shè)干個(gè)時(shí)間相關(guān)擴(kuò)散方程所測(cè)定的DGT而計(jì)算得到。(3) 溶液中金屬離子的濃度局部得到補(bǔ)充：溶液中金屬離子的濃度能從土壤中能得到局部補(bǔ)充，但缺乏以保持起始濃度，也不能完全滿(mǎn)足DGT的需要。應(yīng)用DGT裝置測(cè)量的通量可以等于由DGT裝置誘導(dǎo)產(chǎn)生的從土壤到溶液原位點(diǎn)的通量(FSS = FDGTFpm)。Zhang等人88應(yīng)用DGT測(cè)定土壤溶液中有效濃度(CE)，并與植物(Lepidium heterophyllun)中銅的濃度進(jìn)行相關(guān)分析。實(shí)驗(yàn)結(jié)果證明CE

48、是與植物中銅的濃度有很好的線(xiàn)性相關(guān)關(guān)系。但植物中銅的濃度與銅的FIAM或EDTA萃取的銅沒(méi)有相關(guān)關(guān)系。從而證明DGT土壤系統(tǒng)能夠較好地模擬土壤銅的擴(kuò)散和淋溶過(guò)程。相關(guān)性分析比擬常用的預(yù)測(cè)評(píng)估土壤中金屬元素的生物可給性的方法是相關(guān)性分析方法，即將單一萃取方法或分級(jí)萃取方法所得到的土壤萃取液中金屬的濃度與植物中金屬的含量進(jìn)行相關(guān)性分析。如果好的線(xiàn)性相關(guān)成立，那么認(rèn)為土壤溶液中那局部金屬是生物可給的。相關(guān)分析用于生物可給性的評(píng)估。其原理是金屬元素不管是生物必需元素或有毒元素總是與土壤或沉積物的某個(gè)些特定的地球礦物相結(jié)合一起的。與不同的相結(jié)合的金屬元素的形態(tài)轉(zhuǎn)化、移動(dòng)性、生物可給性與生物毒性是不同的。

49、因此，人們企圖使用不同的萃取方法將金屬元素從不同的相中別離出來(lái)。這里需要指出的是，大局部萃取劑缺少選擇性和專(zhuān)一性?？紤]到這種情況，似乎不能非常嚴(yán)格地認(rèn)為某一萃取劑能夠?qū)⒔饘僭貜耐寥赖哪硞€(gè)地球化學(xué)相中萃取下來(lái)。因此，我們應(yīng)當(dāng)認(rèn)為土壤的不同庫(kù)中的金屬元素有不同的“溶解度，不同的萃取劑可以將不同庫(kù)中的金屬元素萃取出來(lái)。常用于生物可給性的單一萃取方法如表8-4 89： 表8-4 常用于生物可給性研究的單一萃取方法萃取劑元素植物水Cd、 Cu、 Zn小麥、萵苣0.05 mol/L EDTACd、 Cu、 Zn、Ni、Pb可食作物0.05 mol/L EDTASe、Mo溫室作物DTPACd、 Cu、Fe

50、、Mn、Ni、Zn豆類(lèi)、萵苣、玉米、小麥2.5%(V/V)乙酸Cd、Co、Cr、Ni、Pb、Zn可食作物、草本植物1 mol/L NH4OAc, pH7Mo、Ni、Pb、Zn0.05 mol/L CaCl2Cd、Pb蔬菜0.1 mol/L NaNO3Cd、Pb蔬菜1 mol/L NH4NO3Cd、Pb蔬菜最初，人們開(kāi)展分級(jí)萃取方法是為了研究元素在土壤不同礦物相的分配情況，但以后慢慢地應(yīng)用到生物可給性研究。目前最重要的分級(jí)萃取方法是歐盟BCR方法(表8-5)90： 表8-5 BCR分級(jí)萃取方法(1g土壤)步驟元素分級(jí)試劑體積(ml)溫度()萃取時(shí)間1水溶態(tài)、可交換態(tài)、碳酸鹽結(jié)合態(tài)0.11 mol

51、/L CH3COOH40225震蕩16 h (過(guò)夜)2Fe-Mn氧化物結(jié)合態(tài) mol/LNH2OHHCl用2mol/L HNO3酸化40225震蕩16 h (過(guò)夜)3有機(jī)物和硫化物結(jié)合態(tài)8.8 mol/L H2O2,1 mol/L NH4OAc(pH2)101050225852852225消解1 h(偶爾震蕩)消解1 h消解1 h震蕩16 h (過(guò)夜)4殘?jiān)鼞B(tài)王水大局部已發(fā)表的一步萃取和分級(jí)萃取方法所得到的生物可給性數(shù)據(jù)都是針對(duì)特定的實(shí)驗(yàn)條件和特定的植物種類(lèi)，不能進(jìn)行互相比擬，很多結(jié)論都難以驗(yàn)證。由于生物可給性受很多因素的影響，特別是土壤性質(zhì)、植物種類(lèi)以及土壤/植物相互之間作用的影響。因此，很

52、多相關(guān)分析數(shù)據(jù)是不一致的，也很難作出合理的解釋91。 基于植物根際過(guò)程的生物可給性方法上述生物可給性方法學(xué)的根本出發(fā)點(diǎn)是尋找元素的化學(xué)性質(zhì)(金屬離子活性模型)，在土壤中存在的物理形態(tài)或不同礦物相之間的分配(同位素稀釋和相關(guān)性分析)或金屬元素在土壤溶液中的擴(kuò)散行為(DGT)與生物可給性的關(guān)系。因此，這些方法都基于土壤中金屬元素的物理化學(xué)性質(zhì)。其共同的局限性是忽略了植物根際微環(huán)境對(duì)生物可給性的影響。在過(guò)去20多年中，越來(lái)越多的證據(jù)說(shuō)明，植物根際分泌的低分子量有機(jī)酸不僅是碳代謝的中間產(chǎn)物，而且是某些植物克服營(yíng)養(yǎng)缺乏、耐金屬中毒和土壤/植物界面反響的關(guān)鍵性因素92。植物分泌的低分子量有機(jī)酸也極大地改善

53、生物可給性93-95。植物分泌的低分子量有機(jī)酸可能與土壤中的重金屬生成金屬有機(jī)配合物，從而增加土壤中金屬的溶解度。由于釋放H+或HCO3-，植物根必然影響土壤pH，從而也會(huì)影響土壤主體元素鉀和磷的生物可給性。植物根際微環(huán)境中的微生物的濃度也會(huì)比本體土壤高得多。土壤微生物可以促進(jìn)螯合基團(tuán)的釋放、礦物和有機(jī)物質(zhì)的降解或分解，從而促進(jìn)根際環(huán)境中生物必需或非必需的痕量金屬的移動(dòng)性。所以可以說(shuō)，根際微環(huán)境中根/微生物相互作用的綜合結(jié)果對(duì)生物可給性的影響是必需考慮的96。植物吸收和傳輸機(jī)理是生物可給性的速率限制性步驟。土壤植物系統(tǒng)中痕量重金屬與土壤主體成份之間競(jìng)爭(zhēng)反響和抑制反響控制痕量金屬離子配合物在土壤

54、溶液中的濃度和植物根的吸收以及植物細(xì)胞膜的傳輸。目前的知識(shí)還不能定量地描述植物根際環(huán)境中復(fù)雜反響過(guò)程對(duì)生物可給性的影響。但是已經(jīng)取得的研究進(jìn)展無(wú)疑給人以啟示，生物可給性方法應(yīng)當(dāng)建立在植物根際過(guò)程的根底上。為了探索基于植物根際反響的生物可給性方法學(xué)，我們圍繞著土壤/植物系統(tǒng)的某些過(guò)程作了研究，得到了假設(shè)干有益的結(jié)果。.1 有機(jī)酸對(duì)吸附的影響土壤中的低分子量有機(jī)酸的含量一般為10-7-10-4mol/L，植物根系附近的含量更高些。這些低分子量有機(jī)酸不僅嚴(yán)重影響了土壤中的重金屬的吸附解吸行為，而且對(duì)元素的淋溶能力和生物可給性有很大影響。我們研究了檸檬酸、蘋(píng)果酸、酒石酸和醋酸對(duì)稀土元素在黑龍江的黑土和

55、江西紅壤中的吸附行為的影響97。當(dāng)平衡溶液中的稀土元素濃度增加時(shí)，稀土元素的總吸附量增加, 但吸附百分比降低。在黑龍江的黑土中，在Ca(NO3)2和醋酸條件下和pH 2-8的范圍時(shí)，近100%的稀土元素都能夠被土壤吸附，似乎pH值對(duì)稀土元素的吸附行為影響不大。但對(duì)于江西的紅壤，在Ca(NO3)2存在的條件下，隨著pH值的增加，稀士元素的吸附百分比由40%增加到90%。這說(shuō)明黑土的吸附能力大于紅壤。在檸檬酸、蘋(píng)果酸、酒石酸存在的條件下，所有土壤對(duì)稀土元素的吸附能力都有明顯降低。同時(shí)隨著pH值的降低，黑土的吸附量也逐漸減小。在這些低分子量有機(jī)酸中，檸檬酸對(duì)吸附量的影響最大，醋酸最小。其吸附量降低的

56、順序?yàn)闄幟仕崽O(píng)果酸酒石酸醋酸。這個(gè)次序是與稀土元素和這些低分子量有機(jī)酸的絡(luò)合常數(shù)從大到小的次序一致(logk1)。這說(shuō)明溶液中稀土元素與低分子量有機(jī)酸的結(jié)合是吸附量降低的主要因素。在沒(méi)有低分子量有機(jī)酸存在時(shí)，稀土元素的吸附行為主要由土壤性質(zhì)控制。在低分子量有機(jī)酸存在條件下，溶液中的低分子量有機(jī)酸和土壤中的吸附位點(diǎn)間存在競(jìng)爭(zhēng)效應(yīng)。溶液中的低分子量有機(jī)酸引起吸附位的減少，其程度與低分子量有機(jī)酸同稀土元素的絡(luò)合常數(shù)及低分子量有機(jī)酸的濃度有關(guān)。土壤是一個(gè)十分復(fù)雜的混合體系，有各種有機(jī)物，鐵、錳、鋁的氧化物以及各種黏土礦物。土壤中各種性質(zhì)不同的化學(xué)成分都對(duì)稀土元素的吸附有作用。因此，對(duì)土壤中稀土元素之間

57、親和力進(jìn)行定量計(jì)算是很困難的，固-液外表的電荷明顯影響金屬元素的吸附行為。因此在一般條件下，土壤總是帶負(fù)電荷，它對(duì)陰離子的吸附主要為靜電吸引。對(duì)于江西的紅壤，pH值對(duì)稀土元素吸附的影響更復(fù)雜些。在醋酸存在的條件下，稀土元素的吸附量隨著pH值的增加而增加。在酒石酸存作的條件下，pH值2-6時(shí)，吸附量變化不大。pH值6-7時(shí)，吸附量明顯增加。在蘋(píng)果酸或檸檬酸存在的條件下，pH值2.5-4.5時(shí)，吸附量逐漸減少。但pH值超過(guò)4.5時(shí)，吸附量變化不大。這可能是由于紅壤中較多的鐵鋁氧化物導(dǎo)致的較高的pHzpc。當(dāng)pH5.2，反響(13)可能發(fā)生。而當(dāng)pH3.2，反響(14)可能發(fā)生。這引起了土壤外表的正

58、電荷Al(OH)2+和Fe(OH)2+的形成。Al(OH)3Al(OH)2+ + OH-(8-13)Fe(OH)Fe(OH)2+ + OH- (8-14)土壤pH值越低，土壤所帶正電荷越多。土壤中的正電荷會(huì)強(qiáng)烈地吸附溶液中的帶負(fù)電荷的有機(jī)配體離子，導(dǎo)致土壤外表電荷變成負(fù)性。這種土壤外表電荷性質(zhì)的轉(zhuǎn)變進(jìn)一步導(dǎo)致金屬離子吸附量最的增加。.2 有機(jī)酸和溶液pH值對(duì)稀土元素解吸的影晌有機(jī)酸和溶液pH值對(duì)黑龍江、浙江、廣東和江西四種土壤解吸稀土元素的影響見(jiàn)圖8-9。在所控制的pH范圍內(nèi)，除了江西紅壤以外，在NO3-和乙酸溶液中解吸出的稀土元素量很少。然而當(dāng)參加其他有機(jī)酸之后，不同土壤對(duì)稀土解吸的行為顯示

59、出很大的差異。幾乎所有土壤對(duì)不同稀土解吸的大小順序是江西廣東浙江黑龍江。這些差異與土壤的CEC值有較好的相關(guān)性。在黑龍江、浙江和廣東土壤中，在有機(jī)酸存在時(shí)，解吸的稀土隨溶液pH的增加而減少。對(duì)江西紅壤來(lái)說(shuō)，相似的現(xiàn)象也可在NO3-、乙酸和酒石酸的溶液中觀察到。這是因?yàn)槿芤簆H值可從兩個(gè)方面影響重金屬元素的解吸：一方面，通過(guò)改變和pH值有聯(lián)系的土壤顆粒物外表電荷密度來(lái)改變土壤對(duì)稀土元素的親和力，導(dǎo)致隨著溶液pH的增加，重金屬的解吸量減少。另一方面，改變了溶液的pH值也就改變了有機(jī)配體的形態(tài)分布，這反過(guò)來(lái)影響了稀土元素的解吸。由于不同的有機(jī)酸有著不同的解離常數(shù)，在同一pH值時(shí)，相同濃度的有機(jī)酸游離

60、離子的濃度是不相同的。10-2mol/L有機(jī)酸pH值的大小順序是：酒石酸檸檬酸蘋(píng)果酸乙酸。假設(shè)pH值是影響稀土從土壤解吸的主要原因，在每一固定的pH值時(shí)，圖8-9 有機(jī)酸和pH對(duì)稀土元素從土壤中解吸的影響 (a) 黑龍江土壤; (b) 浙江土壤; (c)廣東土壤; (d)江西土壤. 有機(jī)酸: () 檸檬酸; () 蘋(píng)果酸; () 酒石酸; () 乙酸; () 硝酸鹽.酒石酸離子的濃度最高，因而它解吸的稀土元素的量也應(yīng)是最多的。可是上述假設(shè)現(xiàn)象在實(shí)驗(yàn)中并未觀察到。事實(shí)上，從同一土壤解吸的稀土元素的大小順序是檸檬酸蘋(píng)果酸酒石酸乙酸。這一順序和有機(jī)酸與稀土元素配合物穩(wěn)定常數(shù)的順序是相一致的。因而有機(jī)