摘要：隨著城市化、工業(yè)化發(fā)展的腳步加快，土壤重金屬污染成為國內(nèi)外普遍關(guān)注的環(huán)境問題。土壤中的重金屬可能被植物或者農(nóng)作物吸收，并經(jīng)由食物鏈對(duì)人體造成健康風(fēng)險(xiǎn)。目前，土壤中重金屬含量的測定及污染程度的評(píng)估以土壤重金屬總量為主，但土壤重金屬總量既無法反映重金屬的地球化學(xué)過程，也無法準(zhǔn)確評(píng)估土壤中重金屬的污染程度，導(dǎo)致土壤中重金屬對(duì)生物以及環(huán)境造成的危害程度難以被精準(zhǔn)地評(píng)價(jià)。而土壤重金屬的植物有效性可表征土壤中重金屬的賦存狀態(tài)以及植物吸收過程，能更精準(zhǔn)地評(píng)估其對(duì)人體及環(huán)境造成的危害程度。本文介紹了生物有效性及植物有效性概念的發(fā)展歷程，系統(tǒng)總結(jié)和對(duì)比了常用于土壤重金屬植物有效性評(píng)價(jià)的化學(xué)方法[包括化學(xué)提取法（單獨(dú)提取法和連續(xù)提取法）、自由離子活度法、同位素稀釋法和梯度擴(kuò)散薄膜（DGT）技術(shù)]的原理及其在土壤重金屬植物有效性的測定工作中的應(yīng)用，以期進(jìn)一步推動(dòng)國內(nèi)外有關(guān)土壤中重金屬植物有效性的研究以及土壤中重金屬污染防治工作。

關(guān)鍵詞：土壤重金屬；植物有效性；化學(xué)評(píng)價(jià)法；化學(xué)提取法；自由離子活度法；穩(wěn)定同位素稀釋法；梯度擴(kuò)散薄膜（DGT）技術(shù)

中圖分類號(hào)：X53 文獻(xiàn)標(biāo)志碼：A 文章編號(hào)：1672-2043（2024）11-2615-12 doi：10.11654/jaes.2024-0237

我國工業(yè)、農(nóng)業(yè)等產(chǎn)業(yè)快速發(fā)展背景下，國民經(jīng)濟(jì)與生活水平已得到極大提高，但同時(shí)也產(chǎn)生了一系列環(huán)境問題[1]。其中，土壤污染已成為包括我國在內(nèi)的許多國家最嚴(yán)重的環(huán)境問題之一。2014年《全國土壤污染狀況調(diào)查公報(bào)》顯示所調(diào)查的耕地點(diǎn)位污染超標(biāo)率達(dá)19.4%，其主要污染物為各類重金屬。Yang等[2]總結(jié)2001 年至2017 年間報(bào)道的文獻(xiàn)發(fā)現(xiàn)，文獻(xiàn)調(diào)查區(qū)土壤點(diǎn)位中有不同比例的各類重金屬含量超過了農(nóng)用地土壤風(fēng)險(xiǎn)篩選值（GB 15618—2018）。

土壤是陸地環(huán)境中重金屬等污染物重要的匯[3]，但是當(dāng)重金屬在土壤中的含量過量時(shí)，也可能成為陸地環(huán)境向外界釋放的源[4]。土壤中的重金屬可通過植物和動(dòng)物的生物富集作用和食物鏈的生物放大作用對(duì)人類健康造成潛在風(fēng)險(xiǎn)[5]。例如，人類攝入的過量的As會(huì)危害人體皮膚、呼吸和心血管系統(tǒng)，攝入的過量的Cd和Pb會(huì)影響人類的神經(jīng)系統(tǒng)并導(dǎo)致腎衰竭[5]。因此，探究重金屬對(duì)人體、生物乃至生態(tài)系統(tǒng)的影響，需要深入地研究土壤重金屬含量、賦存形態(tài)及污染程度。

以往的大多數(shù)研究主要是利用重金屬總量估計(jì)土壤中重金屬的生態(tài)和人體健康風(fēng)險(xiǎn)。但由于其沒有考慮土壤中重金屬的賦存狀態(tài)以及生物吸收過程，結(jié)果可能會(huì)過高估計(jì)重金屬的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)，繼而開展了部分不必要的土壤修復(fù)工作，導(dǎo)致資源浪費(fèi)[6]。因此，要準(zhǔn)確評(píng)估土壤污染程度、生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)及對(duì)人體的健康風(fēng)險(xiǎn)，就需要準(zhǔn)確、有效地測定土壤中重金屬遷移到生物體內(nèi)的組分含量，即生物有效含量。于是，有關(guān)學(xué)者提出了生物有效性的概念[7]。然而，目前生物有效性的測定方法多種多樣，尚未統(tǒng)一和標(biāo)準(zhǔn)化。因此，亟需明確現(xiàn)有的測定土壤中重金屬生物有效性方法的優(yōu)缺點(diǎn)，為建立土壤中重金屬生物有效性的標(biāo)準(zhǔn)化方法提供支撐。而植物作為土壤中重金屬遷移至人體的關(guān)鍵媒介，研究土壤中重金屬的植物有效性就顯得非常重要。為此，本文專門針對(duì)土壤中重金屬的植物有效性進(jìn)行了綜述。

本文首先介紹了生物有效性及植物有效性概念的發(fā)展歷程，并初步探討了化學(xué)評(píng)價(jià)法與植物有效性之間的關(guān)系；隨后針對(duì)常用于植物有效性評(píng)價(jià)的化學(xué)方法，分別就各方法的原理、優(yōu)缺點(diǎn)及適用范圍進(jìn)行了系統(tǒng)總結(jié)；最后對(duì)化學(xué)評(píng)價(jià)法的未來發(fā)展進(jìn)行了展望，以期進(jìn)一步推動(dòng)國內(nèi)外有關(guān)土壤中重金屬植物有效性的研究工作以及土壤中重金屬污染的防治工作。

1 生物有效性及植物有效性

國內(nèi)外關(guān)于土壤中重金屬生物有效性的應(yīng)用研究較多[8]。然而，不同學(xué)科領(lǐng)域?qū)ι镉行缘牟煌斫?，使得其學(xué)術(shù)概念和界定難以統(tǒng)一[7]。臨床藥理學(xué)領(lǐng)域認(rèn)為生物有效性是達(dá)到全身循環(huán)的藥物劑量（母體化合物）與給藥劑量的比例[9]；毒理學(xué)領(lǐng)域認(rèn)為生物有效性是化學(xué)物質(zhì)被生物吸收并在生物體中達(dá)到全身循環(huán)的利用程度[10]；環(huán)境科學(xué)領(lǐng)域基于臨床藥理學(xué)有關(guān)生物有效性的概念，將生物有效性定義為污染物通過各種途徑被吸收進(jìn)入生物體的量[11]?；谏鲜鲇嘘P(guān)生物有效性的定義，可以發(fā)現(xiàn)人們?cè)趯?shí)際操作中難以對(duì)污染物的生物有效性進(jìn)行評(píng)價(jià)，繼而難以實(shí)現(xiàn)對(duì)生態(tài)及人體健康風(fēng)險(xiǎn)的評(píng)價(jià)[9]。因此，環(huán)境學(xué)家致力于開發(fā)可以結(jié)合實(shí)際操作的評(píng)價(jià)生物有效性的方法，這不僅有利于生物有效性評(píng)價(jià)方法的標(biāo)準(zhǔn)化，還有利于評(píng)估土壤中污染物的污染水平及生態(tài)、人體健康風(fēng)險(xiǎn)。

Reid等[12]將生物有效性劃分為基于生物學(xué)和化學(xué)的兩個(gè)概念。生物學(xué)概念認(rèn)為土壤中重金屬的生物有效性是指土壤中重金屬被攝入或吸收進(jìn)入細(xì)胞膜內(nèi)的組分；化學(xué)概念則側(cè)重于土壤中重金屬可以被生物（植物）體潛在吸收的部分[11]，主要表現(xiàn)為土壤中重金屬生物可利用的形態(tài)，包括重金屬在孔隙水中溶解的形態(tài)和易于從土壤基質(zhì)中解吸的形態(tài)。Caussy等[13]將生物有效性分為外部生物有效性和內(nèi)部生物有效性，其中外部生物有效性主要為金屬從土壤介質(zhì)中溶解或釋放的能力，內(nèi)部生物有效性為金屬被生物（植物）吸收和產(chǎn)生后續(xù)毒理作用的能力。總之，盡管不同學(xué)者對(duì)生物有效性的概念不統(tǒng)一，但是大多數(shù)認(rèn)為生物有效性涉及物理、化學(xué)、生物等過程或作用。

美國國家研究委員會(huì)（NRC）用“生物有效過程”概述土壤（沉積物）中污染物的釋放、遷移、穿透并被生物細(xì)胞膜攝取及被生物體吸收所涉及的過程及機(jī)制[14]。其主要包括5個(gè)過程：①土壤固相結(jié)合的污染物的吸附與釋放；②游離/釋放的污染物的遷移；③土壤固相結(jié)合的污染物的遷移；④污染物穿透生物體的細(xì)胞膜；⑤污染物被生物吸收。這5個(gè)過程可用于概述土壤環(huán)境中污染物的生物有效性的含義?；诖?，Semple等[10]認(rèn)為要弄清楚生物有效性需要理解“生物有效的（bioavailable）”和“ 生物可及的（bioaccessi?ble）”這兩個(gè)概念。當(dāng)提及某化合物是“生物有效的”是指該化合物在生物所處基質(zhì)中可被自由獲取并能穿過生物細(xì)胞膜，即生物有效性是指該化合物在生物所處基質(zhì)中可被自由獲取并能穿過生物細(xì)胞膜的濃度；而提及某化合物是“生物可及的”是指當(dāng)生物具備獲取能力時(shí)，環(huán)境中該化合物是生物有效的，但是該化合物可能是暫時(shí)不在生物周圍或者是在一定的時(shí)間之后才是生物有效的。因而，污染物的生物可及性不僅包括其是當(dāng)前的生物有效的，還包括其是潛在生物有效的，即污染物在空間上或者時(shí)間上暫時(shí)是非生物有效的。

狹義的講，生物有效性是針對(duì)NRC“生物有效過程”中的④，而生物可及性針對(duì)的是①～④4個(gè)過程。其中⑤主要與生物的生理活動(dòng)有關(guān)，需要基于生物學(xué)評(píng)價(jià)方法進(jìn)行大量的生物實(shí)驗(yàn)（血液、細(xì)胞或組織提取等途徑），難以用常規(guī)化學(xué)方法進(jìn)行研究，因此本文對(duì)此不作討論。但根據(jù)NRC“生物有效過程”的描述，①～④4個(gè)過程是不可分割的，即生物有效性和生物可及性是不可分割的，尤其是對(duì)植物有效性和可及性而言，兩者幾乎是完全一致的。因此，使用化學(xué)評(píng)價(jià)方法[15]定量描述①～④過程，即基于化學(xué)評(píng)價(jià)方法測定土壤中重金屬的生物有效性（植物有效性），主要是通過測定土壤中重金屬生物（植物）可利用的化學(xué)形態(tài)含量獲得的。

基于化學(xué)評(píng)價(jià)方法測定土壤中重金屬植物有效性的方法具有多樣化、測試成本低、耗時(shí)短的優(yōu)勢，還可以在不涉及生物的情況下進(jìn)行，有效彌補(bǔ)了基于生物學(xué)測試方法存在的問題。此外，基于化學(xué)評(píng)價(jià)方法測定的土壤中重金屬植物有效性的結(jié)果與基于生物學(xué)評(píng)價(jià)方法的測定結(jié)果呈現(xiàn)出很強(qiáng)的相關(guān)性[8]。因此，我們可通過對(duì)土壤中重金屬植物可利用的化學(xué)形態(tài)含量的測定來描述重金屬的植物有效性，并以此評(píng)估土壤中重金屬的污染程度和對(duì)人體造成的健康風(fēng)險(xiǎn)。

截至目前，已有研究人員針對(duì)土壤重金屬的生物有效性開展了不少相關(guān)工作，并進(jìn)行了相關(guān)的文獻(xiàn)綜述[6，15]。例如，李國臣等[6]針對(duì)土壤中重金屬生物有效性的研究進(jìn)展進(jìn)行了綜述，研究涵蓋了生物有效性評(píng)價(jià)的化學(xué)、生物、物理等各種方法，但其對(duì)各方法僅進(jìn)行了概述性的介紹，未深入探討其原理和適用范圍。為此，本文在李國臣等研究的基礎(chǔ)上，聚焦于土壤重金屬的植物有效性研究，深入探討了主要的化學(xué)方法，包括化學(xué)提取法（單獨(dú)提取法和連續(xù)提取法）、自由離子活度法（道南膜技術(shù)）、同位素稀釋法和梯度擴(kuò)散薄膜（DGT）技術(shù)，深度整理并總結(jié)了上述方法的優(yōu)缺點(diǎn)、適用范圍、結(jié)果可比性等，以期為土壤中重金屬的植物有效性研究提供更加系統(tǒng)和全面的參考。

2 化學(xué)提取法

化學(xué)提取法是傳統(tǒng)的、最常用的測定土壤中重金屬植物有效性的方法[15]。當(dāng)提取劑與土壤中特定重金屬形態(tài)作用時(shí)，可將不同特定形態(tài)的重金屬從土壤中提取出來（實(shí)驗(yàn)流程如圖1），化學(xué)提取法可分為單獨(dú)提取法和連續(xù)提取法。單獨(dú)提取法只使用一種提取劑，而連續(xù)提取法是使用多種提取劑對(duì)同一樣品進(jìn)行提取。

根據(jù)不同的提取方法，土壤中重金屬的化學(xué)形態(tài)有不同的劃分方法。通常土壤中重金屬化學(xué)形態(tài)可分為可交換態(tài)、可還原態(tài)、可氧化態(tài)、殘?jiān)鼞B(tài)等[16]。研究發(fā)現(xiàn)，并非所有的重金屬形態(tài)在植物利用時(shí)都同等重要。在植物吸收土壤重金屬時(shí)，殘?jiān)鼞B(tài)的重金屬為穩(wěn)定組分，難以從土壤固相（顆粒）上解吸而被植物利用，而可交換態(tài)（包含水溶態(tài)）的重金屬可被植物直接吸收利用。可還原態(tài)、可氧化態(tài)的重金屬只有轉(zhuǎn)化為可交換態(tài)的重金屬才會(huì)被植物所利用，從而具有潛在的植物有效性[16]。因此，為評(píng)估土壤中重金屬的植物有效性，應(yīng)將工作重點(diǎn)放在植物可利用形態(tài)上。但是，化學(xué)提取法無法描述重金屬在土壤環(huán)境中的長期變化，包括重金屬的釋放動(dòng)力學(xué)[17]，且在提取過程中加入了新的影響重金屬活性的物質(zhì)，可能導(dǎo)致評(píng)估結(jié)果與土壤中真實(shí)情況之間的差異。同時(shí)，不同的化學(xué)提取劑提取重金屬的效率不同，難以判斷土壤中重金屬真實(shí)的有效含量[18]。

2.1 單獨(dú)提取法

單獨(dú)提取法使用一種特定的提取劑對(duì)土壤中重金屬進(jìn)行提取。研究表明單獨(dú)提取法提取的土壤中重金屬含量與植物體內(nèi)的重金屬含量存在較好的相關(guān)性[8]，因此，單獨(dú)提取法可用于評(píng)估土壤中重金屬的植物有效性。提取劑通常分為三類：無機(jī)鹽緩沖液（主要有CaCl2、MgCl2等）、有機(jī)螯合劑[主要有二乙基三胺五乙酸（DTPA）、乙二胺四乙酸（EDTA）等]和酸類試劑[主要有強(qiáng)無機(jī)酸（HCl、HNO3）、弱有機(jī)酸（HAc）等][19-21]。研究表明三類提取劑對(duì)土壤中重金屬元素均有一定的提取能力[22]。

無機(jī)鹽緩沖液是通過靜電相互作用和陽離子交換作用將保留在土壤固相表面上的弱吸附金屬離子釋放出來，主要置換土壤中水溶態(tài)和可交換態(tài)重金屬[19]。該方法可以真實(shí)反映土壤在自然條件下重金屬最原始的植物可利用組分[21]，即植物可直接利用的重金屬組分，但并不能完全代表可被植物利用的重金屬組分[23]。其中，CaCl2提?。ū?）測定土壤中重金屬生物有效性的方法被遴選入《全國土壤污染狀況詳查土壤樣品分析測試方法技術(shù)規(guī)定》[24]。

有機(jī)螯合劑通過絡(luò)合作用、交換作用和H+的靜止置換作用[20]，在一定程度上模擬了植物根系分泌物對(duì)金屬的活化和絡(luò)合作用，其不僅可提取土壤中重金屬的水溶態(tài)、可交換態(tài)和部分結(jié)合態(tài)組分，還可提取部分固定在土壤氫氧化物上的元素組分[25]。有機(jī)螯合劑一般適用于堿性土壤中重金屬的植物有效性的測定。其中氨基多羧酸類螯合劑因具有較強(qiáng)的活化能力而被廣泛應(yīng)用。研究表明，EDTA和DTPA對(duì)大部分重金屬（特別是Pb、Cd、Cu和Zn）都具有很強(qiáng)的絡(luò)合能力[26]，但是DTPA 提?。ū?）測定的土壤中重金屬植物可利用含量與植物中重金屬含量的相關(guān)性要優(yōu)于EDTA。

酸提取劑通過H+的置換作用提取土壤中重金屬可交換態(tài)，可提取土壤中以非硅酸鹽結(jié)合的重金屬，一般更適用于測定酸性土壤中重金屬的植物有效性[20]。但是，由于酸提取劑pH低，易將土壤中難以解吸的重金屬提取出來，提取的含量難以真正代表重金屬的植物有效性[21]。相較于強(qiáng)無機(jī)酸提取劑，弱有機(jī)酸的提取能力較弱，反而更有利于模擬植物提取土壤中重金屬的生物有效含量[27]。HAc提取劑（表1）可通過酸化過程重新分配土壤中不同形態(tài)重金屬的比例，并提取出碳酸鹽結(jié)合態(tài)的重金屬組分[28]。

陳瑩等[29]對(duì)比了CaCl2、DTPA、HCl和EDTA單獨(dú)提取法對(duì)不同性質(zhì)（酸性紫色土、中性紫色土、石灰性黃壤和鈣質(zhì)紫色土）的農(nóng)田土壤中Pb和Cd的提取效果，結(jié)果表明EDTA單獨(dú)提取法更適用于不同類型土壤植物有效Pb含量的測定。Zhang等[22]比較了不同提取劑對(duì)鄭州郊區(qū)土壤中金屬的提取效率，發(fā)現(xiàn)提取率均位于80%～120%，但是整體提取率為Na2EDTAgt;DPTAgt;CH3COOHgt;CH3COONH4gt;CaCl2，且無機(jī)鹽緩沖液在測定重金屬植物有效性方面優(yōu)于螯合劑。Mili?evi? 等[27]的研究表明CaCl2單獨(dú)提取法提取的土壤中Ni 的含量對(duì)葡萄籽中Ni 含量的預(yù)測效果優(yōu)于HAc、Na2EDTA和NH4NO3提取法。

通常認(rèn)為無機(jī)鹽緩沖液（如MgCl2、CaCl2等）提取的重金屬含量是植物可直接利用的含量，更適宜土壤中重金屬的植物有效性的表征[33]，而螯合劑（如EDTA、DTPA等）提取的為潛在可利用的含量，可更好地表征土壤中重金屬對(duì)動(dòng)物的生物有效性[34]。單獨(dú)提取法實(shí)驗(yàn)操作較為簡單、時(shí)間短[22]，適用于已知土壤性質(zhì)的大量樣品的研究，但是其存在提取過程中金屬再吸附和再分配等問題，缺乏對(duì)金屬在根部環(huán)境中的動(dòng)態(tài)變化表征，以及難以提供更多關(guān)于土壤中重金屬其他化學(xué)形態(tài)的信息，故其發(fā)展應(yīng)用并非十分廣泛。

2.2 連續(xù)提取法

土壤中的重金屬會(huì)在土壤不同組分上進(jìn)行分配，并通過不同機(jī)制（離子交換、表面絡(luò)合、沉淀和共沉淀作用）保留在固相上[30]。因此，使用不同的提取劑可將同一土壤固相上不同形態(tài)的重金屬組分依次連續(xù)提取出來。連續(xù)提取法不僅可以反映土壤中重金屬的多種不同的生物可利用形態(tài)，而且可以探究重金屬在不同形態(tài)之間的轉(zhuǎn)化，有助于預(yù)測重金屬的遷移規(guī)律。

Tessier 等[35]于1979 年提出五步連續(xù)提取法，將重金屬形態(tài)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)結(jié)合態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)（表2），但該方法缺乏標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)，難以驗(yàn)證其可靠性。因此，歐共體物質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)局（BCR）提出了BCR 三步連續(xù)提取法[36]，將重金屬分為可交換態(tài)、可還原態(tài)和可氧化態(tài)（表2），但該方法存在重現(xiàn)性差的問題[37]。為提高實(shí)驗(yàn)的精確度和重現(xiàn)性，Sahuquillo等[38]改進(jìn)了提取劑濃度、pH、固液分離條件等實(shí)驗(yàn)設(shè)置，提出了改進(jìn)的BCR 法（表2）。此外，大多數(shù)學(xué)者[39-41]在使用改進(jìn)的BCR連續(xù)提取法研究土壤中重金屬的植物有效性時(shí)常會(huì)增加水溶態(tài)的提取，以模擬自然條件下降水對(duì)土壤中重金屬的溶出、釋放等作用；后續(xù)又增加了殘?jiān)鼞B(tài)的提?。ū?），以論證土壤中存在某些重金屬形態(tài)難以被生物利用的情形。劉恩峰等[39]采用改進(jìn)的BCR連續(xù)提取法對(duì)沉積物中的重金屬（Cu、Fe、Ni、Mn 和Pb）形態(tài)進(jìn)行提取，結(jié)果顯示改進(jìn)的BCR 連續(xù)提取法相較于原始的BCR連續(xù)提取法具有更高的精度和穩(wěn)定性。龍澤東等[42]利用Tessier連續(xù)提取法探究了不同耕作方式和秸稈還田對(duì)土壤Cd 的植物有效性的影響，發(fā)現(xiàn)在免耕秸稈還田處理下，土壤Cd 的可交換態(tài)、碳酸鹽結(jié)合態(tài)、鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)含量均有增加。Vollprecht等[43]利用Tessier連續(xù)提取法探究了奧地利施蒂利亞州土壤中金屬不同形態(tài)的占比，結(jié)果發(fā)現(xiàn)土壤中約80% 的Cd 為非殘?jiān)鼞B(tài)，約87% 的Cr、80% 的As、74% 的Ni 為殘?jiān)鼞B(tài)。Awad 等[44]利用改進(jìn)的BCR連續(xù)提取法評(píng)估了礦區(qū)附近土壤中添加生物炭對(duì)其重金屬形態(tài)的影響，結(jié)果發(fā)現(xiàn)添加生物炭后重金屬的可交換態(tài)含量降低，可還原態(tài)和可氧化態(tài)含量增加，殘?jiān)鼞B(tài)含量沒有顯著變化。Osibote等[45]利用改進(jìn)的BCR法評(píng)估了南非開普敦市垃圾填埋場附近土壤中重金屬的可遷移性，結(jié)果發(fā)現(xiàn)土壤中74%～87% 的Cu、65%～80% 的Pb、59%～82% 的Zn和55%～66% 的Cd 為非殘?jiān)鼞B(tài)，說明開普敦市垃圾填埋場附近土壤中重金屬的可遷移性較強(qiáng)，具有較高的潛在植物有效性。

Tessier連續(xù)提取法認(rèn)為可交換態(tài)與碳酸鹽結(jié)合態(tài)是重金屬在土壤中生物可利用形態(tài)，其提取目標(biāo)與原始和改進(jìn)的BCR連續(xù)提取法中可交換態(tài)的提取目標(biāo)相似[40]。原始和改進(jìn)的BCR 連續(xù)提取法相較于Tessier連續(xù)提取法重金屬形態(tài)分組較為簡單，而且形態(tài)之間竄相不嚴(yán)重，使得BCR 連續(xù)提取法的再現(xiàn)性顯著好于Tessier連續(xù)提取法。而改進(jìn)的BCR連續(xù)提取法相較于原始的BCR 連續(xù)提取法，再次提高了結(jié)果的再現(xiàn)性。因此，相較于Tessier 連續(xù)提取法和原始的BCR連續(xù)提取法，改進(jìn)的BCR連續(xù)提取法更有利于在實(shí)際工作中應(yīng)用[41]。但是，整體來講連續(xù)提取法目前仍存在以下問題：一是較高濃度的提取劑會(huì)對(duì)重金屬含量的測定產(chǎn)生干擾；二是存在被提取的重金屬在提取劑中再吸收的問題[46]。盡管連續(xù)提取法存在著許多不盡人意之處，但其相較于單獨(dú)提取法可以提供更多關(guān)于重金屬形態(tài)的信息[47]。此外，連續(xù)提取法在使用提取劑提取土壤中不同形態(tài)的重金屬時(shí)，會(huì)改變土壤原本的理化性質(zhì)，導(dǎo)致結(jié)果不夠準(zhǔn)確，目前主要適用于研究不同金屬在不同形態(tài)之間的轉(zhuǎn)化。同時(shí)，連續(xù)提取法存在提取時(shí)間非常長的局限性，因此，一般較少用于常規(guī)分析。

3 自由離子活度法

土壤孔隙水中自由重金屬離子濃度通常被認(rèn)為是控制植物生物有效性的關(guān)鍵，其與土壤中重金屬的植物有效性存在函數(shù)關(guān)系[48]。因此，可以通過測定土壤孔隙水中自由重金屬離子濃度來反映土壤中重金屬的植物有效性[49]?；瘜W(xué)提取法關(guān)注的是土壤中（包括土壤溶液和土壤顆粒）不同形態(tài)的重金屬，而自由離子活度法主要關(guān)注的是土壤溶液中自由態(tài)或非絡(luò)合態(tài)的重金屬。目前土壤溶液中自由離子濃度（活度）的測定方法主要包括[50-53]：離子選擇性電極法、陽離子交換樹脂法、伏安電化學(xué)法和道南膜技術(shù)（DMT）。離子選擇性電極法僅能測定Ag、Pb、Cu、Cd、Hg 5種金屬，并且檢出限較高，易受到溶液中其他離子的影響[51]；陽離子交換樹脂法可以測定多種金屬，但過程較為復(fù)雜[52]；伏安電化學(xué)法主要用于研究低濃度（10-8～10-11 mol·L-1）金屬，在應(yīng)用時(shí)會(huì)出現(xiàn)電流干擾反應(yīng)[51]。而DMT 具有同時(shí)測定多種元素、最大限度降低底物干擾、不改變樣品溶液濃度平衡、可以原位使用等優(yōu)點(diǎn)[54]。

DMT是基于道南平衡原理的離子形態(tài)分析技術(shù)，主要由供體室（D室）和受體室（A室）組成（圖2）[53]。D室裝有待測溶液（D液），其一般含有自由態(tài)和絡(luò)合金屬的土壤溶液；A室裝有受體溶液（A液），其一般為與供體溶液離子強(qiáng)度相近且不含待測重金屬離子的背景溶液，體積相對(duì)較??；D液通過陽離子交換膜（道南膜）與A液分離；蠕動(dòng)泵用于向兩個(gè)腔室中連續(xù)泵送D液和A液。由于D液和A液間存在濃度差，陽離子不斷從D液進(jìn)入A液，直至達(dá)到道南平衡，此時(shí)A液中重金屬離子濃度即為待測溶液中自由態(tài)重金屬離子濃度。在實(shí)際操作過程中很難保證陽離子交換膜兩側(cè)溶液的離子強(qiáng)度相等，因此需用式（1）校正D液的自由態(tài)重金屬離子濃度[53]。

王瑜等[55]發(fā)現(xiàn)DMT測定的土壤溶液中自由態(tài)Cd離子濃度與番茄的生物量及其對(duì)Cd的吸收量都存在很好的相關(guān)性。Pan等[56]利用DMT 原位測定了浙江臺(tái)州被淹沒的稻田土壤中重金屬的濃度，結(jié)果表明游離Ni的濃度占總?cè)芙鉂舛龋ㄍ寥廊芤海┑?4%～43%，Pb為9.49%～10.34%，Cd為14%～82%，且金屬濃度從上覆水層到土壤層為下降趨勢。Gao 等[57]利用DMT測定12 個(gè)貴州省礦區(qū)附近土壤樣本的自由離子濃度，結(jié)果表明Cd2+占總?cè)芙鉂舛龋ㄍ寥廊芤海┑?8%～100%，Ni2+ 為22%～100%，Zn2+ 為46%～100%。Ren等[58]利用DMT測定18個(gè)來自法國貝加萊海峽鋅冶煉廠附近和中國云南個(gè)舊市錫礦區(qū)附近土壤樣本的自由離子濃度，結(jié)果表明Cd2+占總?cè)芙鉂舛龋ㄍ寥廊芤海┑?8%～100%，Ni2+為31%～100%，Zn2+為53%～100%，Cu2+為1%～78%，Pb2+為3.5%～97%。

DMT 在使用時(shí)不改變土壤溶液的pH 等基本條件，但是耗時(shí)且受體溶液緩沖能力有限，可能導(dǎo)致分析結(jié)果不夠準(zhǔn)確[59]，目前主要適用于植物所吸收的金屬含量主要由土壤溶液中自由離子供應(yīng)（土壤溶液中存在的大量游離重金屬離子完全滿足植物吸收量）的情形時(shí)使用。

4 同位素稀釋法

同位素稀釋法是一種利用同位素測量土壤系統(tǒng)中特定時(shí)間范圍內(nèi)以“活性組分”形式存在的重金屬含量的方法[15]?！盎钚越M分”含量與植物中重金屬含量具有相關(guān)性，故該方法可用于測定土壤中重金屬的植物有效性[60]。同位素稀釋法分為穩(wěn)定同位素稀釋法和放射性同位素稀釋法，其中穩(wěn)定同位素較于放射性同位素而言，具有輻射低、安全系數(shù)高等特點(diǎn)[61]。

穩(wěn)定同位素稀釋法通過引入E 值來量化再分配過程樣品中微量元素有效濃度值[62]，如公式（2）所示：

穩(wěn)定同位素稀釋法是通過對(duì)穩(wěn)定同位素進(jìn)行不同程度的稀釋來反映土壤中重金屬的生物可利用性。簡要流程為向土壤中施加目標(biāo)元素對(duì)應(yīng)的穩(wěn)定同位素試劑，在一定的時(shí)間后，測定植物吸收的穩(wěn)定同位素濃度或者測定土壤溶液中可交換離子中穩(wěn)定同位素的濃度，進(jìn)而推測出土壤中重金屬植物可利用的濃度[60]。在使用穩(wěn)定同位素稀釋法時(shí)，影響因素主要為外源穩(wěn)定同位素的添加量、固液兩相平衡介質(zhì)和振蕩平衡時(shí)間。其中，外源穩(wěn)定同位素的添加量原則為需引起液相中目標(biāo)元素的同位素比值產(chǎn)生明顯改變，但不能破壞微量元素離子在固液兩相中的平衡[62]。平衡介質(zhì)的選擇會(huì)影響重金屬離子在溶液中的溶解度，常用的為去離子水、CaCl2 溶液等；對(duì)于大多數(shù)重金屬，振蕩平衡時(shí)間設(shè)置為2～3 d時(shí)，E 值幾乎不再發(fā)生變化[62]。Garforth等[63]利用穩(wěn)定同位素稀釋法得出土壤中重金屬生物有效濃度與植物中重金屬濃度相當(dāng)。穩(wěn)定同位素稀釋法還可以與其他測定土壤中重金屬生物有效性的化學(xué)評(píng)價(jià)法聯(lián)用。Ren 等[64]通過對(duì)比穩(wěn)定同位素稀釋法與單獨(dú)提取法，發(fā)現(xiàn)穩(wěn)定同位素稀釋法更適用于評(píng)估土壤Pb 和Zn 的生物有效性，且HNO3單獨(dú)提取法的測定結(jié)果不能代替同位素稀釋法評(píng)估土壤中Pb和Zn的有效態(tài)含量。Bacon等[65]將改進(jìn)的BCR 連續(xù)提取法與穩(wěn)定同位素稀釋法聯(lián)用，刻畫出格倫索集水區(qū)溪流旁土壤中Pb的形態(tài)分布和遷移狀況。鄭順安等[66]利用穩(wěn)定同位素202Hg稀釋法和改進(jìn)的BCR連續(xù)提取法對(duì)我國江西鷹潭紅壤和天津?qū)氎娉蓖恋纳镉行g含量進(jìn)行了分析，結(jié)果發(fā)現(xiàn)同位素稀釋法測得的土壤中Hg的生物有效性（38%～60%）高于改良BCR 連續(xù)提取法提取的生物有效性（紅壤：26.1%、潮土：20.2%）。

對(duì)比化學(xué)提取法，穩(wěn)定同位素稀釋法不存在特異性和再吸附的問題，且不會(huì)干擾離子在土壤多相成分之間的平衡，對(duì)土壤中重金屬生物有效含量的測定具有很高的靈敏度和準(zhǔn)確度[67]，但是穩(wěn)定同位素標(biāo)記試劑成本高、測定周期長[68]，故適用范圍具有一定局限性，較適用于少量實(shí)驗(yàn)樣品，且常在研究重金屬在土壤-植物遷移關(guān)系時(shí)使用。

5 梯度擴(kuò)散薄膜（DGT）技術(shù)

DGT技術(shù)是一種基于菲克第一擴(kuò)散定律的原位測定痕量金屬等污染物的方法[69]，可以模擬植物根系吸收重金屬的過程。該方法主要依靠DGT采樣裝置完成，裝置由塑料外殼、過濾膜、擴(kuò)散膜和吸附膜組成（圖3a）[70]。過濾膜的作用是防止外界環(huán)境中的顆粒物進(jìn)入DGT 裝置，保護(hù)擴(kuò)散膜免受外界機(jī)械干擾和污染；擴(kuò)散膜的作用是控制待測金屬離子到吸附膜的擴(kuò)散通量；吸附膜的作用是對(duì)目標(biāo)金屬離子進(jìn)行快速穩(wěn)定的吸附固定[70-71]。當(dāng)在土壤中布置DGT裝置時(shí)，土壤溶液中自由金屬離子會(huì)透過過濾膜和擴(kuò)散膜，被吸附膜（針對(duì)不同重金屬可選用不同吸附材料[72]）立即吸附。此時(shí)，擴(kuò)散膜-吸附膜界面上的自由金屬離子濃度降為零，形成貫穿整個(gè)擴(kuò)散層的濃度梯度。這一濃度梯度不斷驅(qū)動(dòng)著金屬離子以一定的通量從土壤溶液向吸附膜擴(kuò)散[73]。為維持土壤溶液中原有自由金屬離子濃度，土壤溶液中與有機(jī)配體等絡(luò)合的金屬發(fā)生解離，土壤顆粒表面吸附的金屬也解吸到土壤溶液中[74]（圖3b），這一動(dòng)態(tài)過程被認(rèn)為比較符合植物根系吸收重金屬的過程，因此該技術(shù)被認(rèn)為可用來表征土壤中重金屬的植物有效性。DGT濃度由公式（3）和公式（4）計(jì)算[69]：

DGT技術(shù)既能測定土壤溶液中重金屬濃度，也能測定土壤顆粒表面解吸到土壤溶液中的重金屬濃度，進(jìn)而反映土壤中重金屬的植物有效性[75]。其還可與DGT 誘導(dǎo)土壤/沉積物通量（DGT induced fluxes insoils and sediments，DIFS）模型相結(jié)合，實(shí)現(xiàn)對(duì)土壤中重金屬的動(dòng)力學(xué)過程的研究[76]。Guo等[70]利用DGT技術(shù)對(duì)洞庭湖東緣農(nóng)業(yè)土壤中種植的農(nóng)作物Cd的含量進(jìn)行了預(yù)測研究，發(fā)現(xiàn)DGT 裝置可以較好地預(yù)測稻米、花生和紅薯中的Cd含量，但是對(duì)玉米中Cd含量的預(yù)測較差。Senila等[73]利用DGT技術(shù)對(duì)羅馬尼亞阿普塞尼山脈附近土壤中的野生蘑菇的重金屬含量進(jìn)行了預(yù)測，發(fā)現(xiàn)DGT 裝置可以較好地預(yù)測蘑菇中重金屬含量。Babalola等[77]利用DGT技術(shù)評(píng)估了在尼日利亞西南部附近受污染的土壤中添加生物炭對(duì)土壤中植物有效金屬含量的影響，結(jié)果發(fā)現(xiàn)添加生物炭后土壤中植物有效Pb、Cu 和Cd 的含量顯著降低。Bai等[78]對(duì)比了土壤溶液法、EDTA單獨(dú)提取法和DGT技術(shù)測定開封農(nóng)田土壤中重金屬生物有效性的效果，發(fā)現(xiàn)DGT技術(shù)對(duì)玉米和小麥各部分的重金屬含量的預(yù)測優(yōu)于土壤溶液法和EDTA 單獨(dú)提取法。Chen等[76]對(duì)比評(píng)估了CaCl2、HNO3單獨(dú)提取法和DGT技術(shù)測定天津玉米土壤中Cd的生物有效性的效果，結(jié)果表明相較于CaCl2、HNO3 單獨(dú)提取法，DGT 技術(shù)測定的土壤有效Cd含量與玉米粒中Cd含量呈較好的相關(guān)性（R2=0.92），并利用DGT技術(shù)結(jié)合DIFS模型發(fā)現(xiàn)農(nóng)田土壤中Cd具有較強(qiáng)的釋放潛力。

DGT技術(shù)能夠提供有關(guān)土壤固相顆粒上重金屬對(duì)土壤液相中重金屬的補(bǔ)給動(dòng)力學(xué)信息。但是由于自然環(huán)境復(fù)雜，目前已有的DGT 吸附層不足以滿足所有的測定需求，且目前DGT 裝置對(duì)土壤含水率有較嚴(yán)格的要求，裝置使用和操作程序暫未有統(tǒng)一的規(guī)范標(biāo)準(zhǔn)，從而可能導(dǎo)致不同的研究結(jié)果存在一定的差異性[79]。

6 總結(jié)及展望

化學(xué)評(píng)價(jià)法可以測定土壤中重金屬的植物有效性，但不同的化學(xué)評(píng)價(jià)法均存在優(yōu)缺點(diǎn)（表3）。單獨(dú)提取法相較于連續(xù)提取法的實(shí)驗(yàn)操作較為簡單、時(shí)間短、適用于大量樣品，并且可以使用單一提取劑應(yīng)用于不同的土壤，但缺乏對(duì)提取過程中金屬再吸附和再分配等問題以及金屬在根部環(huán)境中動(dòng)態(tài)變化的考慮，且不同提取劑提取效果不同，僅適用于預(yù)測某些植物中特定金屬的生物累積。連續(xù)提取法相較于單獨(dú)提取法可提供更多的土壤中重金屬形態(tài)信息，適用于理解土壤不同形態(tài)重金屬的轉(zhuǎn)化，但是會(huì)出現(xiàn)提取劑對(duì)重金屬再吸附的現(xiàn)象，且提取時(shí)間非常長，較少用于常規(guī)分析。DMT 克服了化學(xué)提取法的再吸附現(xiàn)象，不會(huì)擾亂溶液中自由痕金屬離子和其他形態(tài)金屬之間的平衡，且可測定低濃度的多種重金屬離子，不受其他離子的干擾，但對(duì)重金屬緩沖能力有限。穩(wěn)定同位素稀釋法較于DMT有更高的靈敏度和準(zhǔn)確度，且可避免化學(xué)提取法中提取劑對(duì)重金屬的再吸附，但操作較為復(fù)雜，適用于少量樣品分析。DGT技術(shù)可在不破壞土壤性質(zhì)的條件下測得較為真實(shí)的土壤中重金屬的植物有效性，可提供有關(guān)土壤固相顆粒上重金屬對(duì)土壤液相中重金屬的補(bǔ)給動(dòng)力學(xué)信息，并結(jié)合DIFS 模型可探究土壤中重金屬的動(dòng)力學(xué)過程。但DGT裝置價(jià)格相對(duì)較高，同時(shí)使用程序未標(biāo)準(zhǔn)化，導(dǎo)致其廣泛的實(shí)踐應(yīng)用受到一定的限制。

未來的發(fā)展趨勢是將目前已有的研究方法與其他現(xiàn)代高科技技術(shù)[如電子探針技術(shù)、同步輻射X射線吸收光譜（XAFS）技術(shù)等]相結(jié)合。同時(shí)，通過不同技術(shù)的優(yōu)勢互補(bǔ)設(shè)計(jì)新型的聯(lián)用技術(shù)，如化學(xué)生物酶分析方法、色譜分離檢測技術(shù)[如高效液相色譜-電感耦合等離子體質(zhì)譜法（HPLC-ICP-MS）]，提高重金屬形態(tài)分析的特異性、靈敏度、準(zhǔn)確性及適應(yīng)性。建立普遍適用并能夠預(yù)測土壤中重金屬生物有效性的標(biāo)準(zhǔn)化方法仍是未來工作的重點(diǎn)。

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（責(zé)任編輯：李丹）