黃碧捷

（江漢大學(xué) 化學(xué)與環(huán)境工程學(xué)院，湖北 武漢 430056）

目前，引起人們關(guān)注的重金屬元素鉛、汞、鎘、砷和鉻被稱為重金屬污染的“五毒”。與其他類型的污染相比，重金屬污染具有能被生物吸收、富集和能以各種形式被轉(zhuǎn)化卻始終不能被降解的特征。重金屬生物可利用性（Bioavailability）研究一般需要考慮3個部分［1］：金屬在外部環(huán)境中的形態(tài)；金屬與生物膜的反應(yīng)；金屬在生物體內(nèi)的積累和相應(yīng)的毒性。重金屬進(jìn)入土壤后，與土壤中的礦物質(zhì)、有機(jī)質(zhì)、土壤溶液和生物發(fā)生相互作用導(dǎo)致重金屬形態(tài)產(chǎn)生變化。同時(shí)，其生物可利用性也相應(yīng)發(fā)生改變。生物可利用性研究揭示了外源污染物質(zhì)與生物體潛在的相互關(guān)系，并將生物體與其所處的環(huán)境介質(zhì)聯(lián)系起來。筆者綜合近年來國內(nèi)、外土壤重金屬生物可利用性研究領(lǐng)域的文獻(xiàn)資料，著重闡述了土壤中鉛和汞的生物可利用性研究進(jìn)展及趨勢。

1 生物可利用性的定義

生物可利用性也被稱為生物有效性、生物可給性。生物可利用性一般被劃分為基于化學(xué)的和基于生物學(xué)的兩個概念。化學(xué)概念認(rèn)為生物可利用性是一種污染物質(zhì)可否被吸收以及潛在的毒性；生物學(xué)概念上的生物可利用性側(cè)重于物質(zhì)通過細(xì)胞膜進(jìn)入生物體［1-2］。幾乎所有生物可利用性的定義不外乎下面3種：可被生物受體吸收的程度和速率，即生物吸收的途徑及方式；環(huán)境介質(zhì)中積累于生物體內(nèi)的金屬部分，即生物吸收的含量；絕對生物可利用性和相對生物可利用性，即潛在能被生物吸收的部分［3］。McCarty等［4］強(qiáng)調(diào)生物可利用性是一個整體的動態(tài)過程，包括以物理化學(xué)作用為驅(qū)動的解吸過程（Desorption Pro?cess）和以生理學(xué)作用為驅(qū)動的吸收過程（Uptake Process）。無論哪一種對生物可利用性的定義實(shí)質(zhì)都在于：將生物體與周圍環(huán)境聯(lián)系起來，研究物質(zhì)與生物體的潛在相互關(guān)系［1，5］。Nelson［6］將重金屬的生物可利用性定義為：重金屬能對生物體產(chǎn)生毒性效應(yīng)或被生物吸收的性質(zhì)，由間接的毒性數(shù)據(jù)或生物體濃度數(shù)據(jù)來評價(jià)；Ehers等［7］認(rèn)為生物可利用性是生物受體暴露于土壤、底泥中污染物的一種限度。Lanno等［8］將生物可利用性的概念劃分為3個層次：環(huán)境可利用性（Environ?mentally Availability），環(huán)境生物可利用性（Envi?ronmentally Bioavailability）和毒理生物可利用性（Toxicological Bioavailability）。

土壤組分，重金屬形態(tài)，植物的種類，尤其是土壤-植物系統(tǒng)的相互作用決定了土壤中重金屬的生物可利用性［9］。同時(shí)，對環(huán)境能產(chǎn)生潛在影響，并能被生物所吸收利用的，一般認(rèn)為是土壤中具有生物可利用性并且理化性質(zhì)活潑的那部分重金屬［10］。生物可利用性是污染物質(zhì)進(jìn)入生物受體的潛力的表征。受體、暴露途徑、暴露時(shí)間和被污染環(huán)境條件的不同都會影響到污染物質(zhì)的生物可利用性。

2 土壤重金屬生物可利用性影響因素

重金屬進(jìn)入土壤后可與土壤組分作用，形成各種形態(tài)的重金屬。在不同的pH值、有機(jī)質(zhì)含量和氧化還原電位等的土壤條件下，重金屬元素的生物可利用性和移動性有很大的差異，會表現(xiàn)出不同的活性和生物毒性［11-12］。不同的土壤的類型、理化性質(zhì)、植物種類和復(fù)合污染情況等都對重金屬的生物可利用存在直接影響，從而也導(dǎo)致了土壤重金屬生物可利用性研究的復(fù)雜性與多樣性。忽略土壤性質(zhì)因素（pH值、有機(jī)質(zhì)含量、氧化還原電位和土壤中微生物等）來評價(jià)重金屬的生物可利用性是不完整的［13］。

2.1 土壤pH值

pH值是土壤中溶解-沉淀、吸附-解吸等反應(yīng)的重要影響因子。一般認(rèn)為，pH值與土壤中重金屬的生物可利用性的變化規(guī)律是：隨著土壤pH值的上升，大部分元素會因?yàn)槲阶饔枚鴿舛冉档?，土壤中重金屬的生物可利用性下降。同時(shí)，土壤有機(jī)質(zhì)-金屬絡(luò)合物的穩(wěn)定性也隨pH值的升高而增強(qiáng)［14］。土壤中pH值的增加，可使得鉛的可溶性和移動性降低，鉛在土壤固相的吸附量和吸附能力加強(qiáng)。Sauve等［15］認(rèn)為土壤鉛含量和土壤pH值呈線性相關(guān)。Martinez等［16］認(rèn)為pH值越低（＜5.2），土壤鉛的移動性和生物可利用性越強(qiáng)。在一定的pH值范圍內(nèi)，粘土礦物對汞的吸附量隨土壤pH值的增大而增大，將土壤pH值從3.0提高至5.0，土壤對汞的最大吸附量將從86%提高到98%；增高pH值可提高腐殖質(zhì)對汞的吸附容量，有利于腐殖質(zhì)對土壤中汞的絡(luò)合，并促進(jìn)絡(luò)合物的穩(wěn)定性［17］。在pH值為4.7～6.5時(shí)，腐殖質(zhì)對汞離子存在最大吸附［18］。

2.2 土壤有機(jī)質(zhì)

土壤有機(jī)質(zhì)是土壤的重要組成物質(zhì)，它在土壤中的含量一般在5%以下，多數(shù)土壤只有1%～3%，比土壤礦物質(zhì)的含量低得多。有機(jī)質(zhì)結(jié)合態(tài)重金屬是土壤重金屬的重要形態(tài)，其數(shù)量常與有機(jī)質(zhì)的積累有關(guān)［11］。土壤中有機(jī)質(zhì)的-SH，-NH2等基團(tuán)能與鉛結(jié)合形成穩(wěn)定的絡(luò)合物，使得鉛的遷移能力降低［12］。這就意味著大分子固相有機(jī)物會同土壤中的粘土礦物一起吸附重金屬，從而限制其移動，影響其生物可利用性。在富含有機(jī)質(zhì)的土壤中明顯存在汞富集的現(xiàn)象［19］，在一定的土壤條件和時(shí)間限制下，土壤有機(jī)質(zhì)每增加1%，汞的固定率可提高30%，同時(shí)還能改變土壤汞的形態(tài)分布［20］。也有研究認(rèn)為土壤中水溶性有機(jī)質(zhì)（DOM）與土壤有機(jī)質(zhì)的含量正相關(guān)，土壤DOM含有大量的功能基團(tuán)，可以與土壤中的重金屬通過絡(luò)合和螯合作用，形成有機(jī)-金屬配體，提高重金屬的可溶性，生物可利用性增強(qiáng)［21］。

2.3 土壤氧化還原電位

土壤中的鐵錳氧化物，特別是錳的氫氧化物，對鉛離子有較強(qiáng)的專性吸附，對鉛在土壤中的遷移轉(zhuǎn)化以及鉛的活性和毒性影響較大［12］。隨著土壤氧化還原電位的升高，土壤可溶性的鉛和高價(jià)鐵錳氧化物結(jié)合在一起，從而降低了鉛的遷移性及生物可利用性。汞在土壤中的存在形態(tài)由土壤的氧化還原條件決定。當(dāng)土壤在還原條件下，有機(jī)汞轉(zhuǎn)化為金屬汞［22］。

2.4 其他因素

土壤中重金屬的種類、濃度和元素組合等也對重金屬的生物可利用性有決定性的影響。重金屬的生物可利用性還因植物的種類和生長特性而異。同種植物的不同部位吸收重金屬的能力不同，不同形態(tài)重金屬的生物可利用性與植物吸收的途徑也相關(guān)。

3 土壤-植物系統(tǒng)中重金屬毒性效應(yīng)與生物可利用性

土壤-植物系統(tǒng)是生物圈的基本結(jié)構(gòu)單元，是土壤環(huán)境研究的主要對象。土壤中的重金屬易被植物吸收，并在植物體內(nèi)積累。土壤-植物系統(tǒng)在為人類提供強(qiáng)大生產(chǎn)力的同時(shí)，也承受著人類活動帶來的各種污染。由于土壤-植物系統(tǒng)之間的相互作用非常復(fù)雜，植物對重金屬的吸收量依賴于土壤中重金屬的化學(xué)形態(tài)和生物可利用性。植物種類的差異直接決定了吸收重金屬能力差異。同一植物種類對不同的重金屬元素的吸收富集能力不同，不同種類的植物對同一種重金屬元素的吸收富集能力也不同。土壤-植物系統(tǒng)可以通過一系列物理、化學(xué)及生物學(xué)過程對環(huán)境中的污染物質(zhì)起到凈化作用。當(dāng)污染負(fù)荷超出其承受的容量或“彈性限度”時(shí)，會對陸生生態(tài)系統(tǒng)構(gòu)成潛在的巨大威脅，不僅影響植物的產(chǎn)量與品質(zhì)，而且影響大氣和水環(huán)境的質(zhì)量，甚至?xí)ㄟ^食物鏈危害人類的生命和健康。

柴世偉等［23］調(diào)查的廣州市郊區(qū)農(nóng)業(yè)土壤以及該土壤上所產(chǎn)蔬菜的重金屬含量的結(jié)果表明：同種蔬菜對不同的重金屬有不同的吸收能力，不同種蔬菜對同種重金屬的吸收能力亦有差異；即使在同一種土壤中，各種蔬菜對不同重金屬的富集能力有很大的差別；而對于同一種蔬菜，在不同的土壤中對同一種重金屬的吸收能力也不相同。同時(shí)，植物生長也會影響土壤中的重金屬賦存狀態(tài)和移動性；即使在不同的植物生長期內(nèi)，其吸收能力也有較大差異，一般成熟期高于生長期。Ramkens等［24］的盆栽試驗(yàn)表明：植物的生長能使土壤的pH值上升，土壤溶液中的有機(jī)碳和鈣含量增加，從而使土壤中溶解銅的總量及活度降低，達(dá)到了穩(wěn)定污染土壤中的銅和降低毒性的目的。何振立［25］報(bào)道了低濃度的鉛對作物的生長不會造成危害，但隨著濃度的升高而表現(xiàn)出對水稻秧苗生長發(fā)育狀況和產(chǎn)量的影響。謝正苗等［26］發(fā)現(xiàn)在盆栽試驗(yàn)中土壤含鉛量大于400 mg/kg時(shí)，水稻秧苗葉面出現(xiàn)條狀褐斑，幼苗矮小，根系短而少；當(dāng)達(dá)到1000 mg/kg時(shí)，秧苗的葉尖及葉緣均呈褐色斑塊，最后枯萎致死。鉛使水稻生長受阻的主要原因是根系遭受毒害而喪失正常功能，減少了細(xì)胞的有絲分裂速度，抑制了根系的生長，妨礙根系對養(yǎng)料的吸收；另外，鉛能影響水稻的光合作用，延緩生長，推遲成熟而導(dǎo)致減產(chǎn)。

王定勇等［27］認(rèn)為：雖然土壤中的微量汞含量能對植物產(chǎn)生刺激作用使得生物量增加、生長加快，但是超過了臨界值就會對植物產(chǎn)生毒性，不同植物種類對汞的耐受能力不盡相同。祁忠占［28］將植物對汞的危害反應(yīng)分為“敏感型”、“較敏感型”和“不敏感型”，如蔬菜中番茄和油菜是敏感型，黃瓜為較敏感型，菜豆、甘藍(lán)為不敏感型。張義賢等［29］在對汞離子、鉛離子等4種重金屬的植物毒性試驗(yàn)中發(fā)現(xiàn)：隨著金屬濃度的增加和暴露時(shí)間的延長，植株種子的萌發(fā)率、根生長速率和有絲分裂指數(shù)明顯下降，誘發(fā)的染色體畸變顯著增高，細(xì)胞核仁結(jié)構(gòu)分解造成植物的細(xì)胞遺傳學(xué)毒害效應(yīng)，其中汞的毒性最大。同時(shí)，汞還能影響植株光合作用，加速葉片的老化，造成植物生理、生化過程的紊亂，從而導(dǎo)致植物受害。

植物根系會被動的吸收鉛，鉛從根部向莖、葉部的輸運(yùn)能力非常有限。鉛可被植物鍵合在根系外部，也可被植物結(jié)合在非原生質(zhì)體、根細(xì)胞壁和細(xì)胞器官中，通過電子轉(zhuǎn)移反應(yīng)影響到線粒體的呼吸與光合作用。汞對植物生長發(fā)育的影響主要有：抑制光合作用、根系生長和養(yǎng)分吸收、酶的活性和根瘤菌的固氮作用等。植物根系和葉子均能吸收汞，汞及其化合物被植物根系吸收后在植物體內(nèi)的輸運(yùn)能力有限，有些植物對有機(jī)汞的輸運(yùn)要比對無機(jī)汞更容易。豌豆類植物還可形成甲基汞。雖然無機(jī)汞對植物的毒害作用不很明顯，但是當(dāng)汞的化合物被還原為金屬汞，并以汞蒸氣出現(xiàn)時(shí)，可由葉面氣孔進(jìn)入植物體，這一過程將增強(qiáng)汞對植物的毒害作用［30］。

在土壤-植物系統(tǒng)中，重金屬進(jìn)入土壤后，首先直接表現(xiàn)出對植物生長發(fā)育（生物量、根系發(fā)育等）的影響；其次內(nèi)在引起一系列作物生理、生化指標(biāo)，如葉綠素含量、丙二醛含量、可溶性蛋白含量以及ATP酶活性等的變化。通過以上的生理生化指標(biāo)的變化可預(yù)測植物受環(huán)境脅迫的程度及土壤的污染狀況。同時(shí)，植物能通過自身的調(diào)節(jié)（防御系統(tǒng)）被動或主動地吸收金屬元素以適應(yīng)外界條件的改變，從而使得重金屬元素在植物體內(nèi)富集。

4 重金屬生物可利用性研究中待解決的問題及趨勢

4.1 界面和復(fù)合污染

界面（interface）是密切接觸的兩個不同物間的過渡區(qū)（約幾個分子的厚度）。界面現(xiàn)象在自然界中普遍存在。至今，就界面問題開展的研究工作在自然科學(xué)的諸多領(lǐng)域異?；钴S，多成為各個領(lǐng)域的前沿研究內(nèi)容［31］。環(huán)境科學(xué)中的界面是針對兩個或兩個以上的環(huán)境介質(zhì)單元間相互作用的產(chǎn)物，具有一定的空間特性，是一類重要的微環(huán)境，污染物在界面中會表現(xiàn)出不同于單一環(huán)境介質(zhì)中的特殊性質(zhì)。因此，多介質(zhì)環(huán)境的界面不僅是污染物跨介質(zhì)遷移的通道，也是污染物或微小生物的高富集區(qū)。不同介質(zhì)間的界面效應(yīng)導(dǎo)致污染物跨介質(zhì)界面遷移從機(jī)制到速率都比在單一介質(zhì)內(nèi)部的遷移更為復(fù)雜。同時(shí)，污染物在界面附近會發(fā)生化學(xué)的和生物的轉(zhuǎn)化，常常會表現(xiàn)出與其在遠(yuǎn)離界面的環(huán)境介質(zhì)內(nèi)部不同的性質(zhì)。界面過程是污染物在多介質(zhì)環(huán)境中運(yùn)動的重要形式。由于自然環(huán)境中總是存在著多種介質(zhì)，在進(jìn)行污染物的危險(xiǎn)評估及對生物體的暴露分析時(shí)，需要關(guān)注這些污染物在界面中的遷移和積累［32］。生物可利用性研究實(shí)際就是對生物體真實(shí)的暴露分析，不可避免的會涉及到多介質(zhì)環(huán)境，而多介質(zhì)環(huán)境又具有不同的環(huán)境界面，諸如水-土界面、土-植物界面和水-生物界面等，對于真實(shí)、有效的生物可利用性研究越來越顯示出其重要性。生物與其周邊環(huán)境存在著特殊的“物理-生物”界面，生物的生理活動在很大程度上改變了該界面附近很小區(qū)域的環(huán)境條件，形成特殊的界面微環(huán)境。在這種微環(huán)境中，微量金屬（污染物）的形態(tài)與其生物可利用性存在普遍的互動關(guān)系。植物的生理作用對土壤中微量金屬的生物可利用性的改變過程主要發(fā)生在根際土壤微環(huán)境中。一方面，不同存在形態(tài)的微量元素決定了其被生物吸收的可利用性；另一方面，生物體的活動又導(dǎo)致微環(huán)境變化，相當(dāng)程度上改變著微量元素的形態(tài)。

復(fù)合污染是指多元素或多種化學(xué)品，即多種污染物對同一介質(zhì)（土壤、水、大氣、生物）的同時(shí)污染，是一個復(fù)雜的、涉及多項(xiàng)因子相互聯(lián)系的交互作用的結(jié)果［33］。在自然生態(tài)系統(tǒng)中，重金屬污染主要以復(fù)合污染形式存在。重金屬復(fù)合污染不僅嚴(yán)重危害植物生長，而且對土壤酶活性、土壤微生物生長和代謝產(chǎn)生明顯不良影響［34］。隨著科技的發(fā)展，研究者逐漸認(rèn)識到污染物的許多環(huán)境效應(yīng)無法用單一污染物的作用機(jī)制來解釋。任何一種進(jìn)入環(huán)境系統(tǒng)的化學(xué)品，其物理、化學(xué)、生物等行為過程都不可能不受其他環(huán)境因素影響而單獨(dú)進(jìn)行。過去依賴單一效應(yīng)制定的有關(guān)評價(jià)標(biāo)準(zhǔn)也無法真實(shí)反映環(huán)境的質(zhì)量要求。近年來，研究者在多介質(zhì)、多界面和不同尺度層次上進(jìn)行著復(fù)合污染生態(tài)的方法、理論與指標(biāo)體系的研究。因此，復(fù)合污染研究逐漸成為環(huán)境科學(xué)發(fā)展的重要方向之一。生物可利用性研究也不可回避地面臨著在復(fù)合污染條件下，污染物質(zhì)存在交互作用（如拮抗、協(xié)同、競爭、加合和抑制等）時(shí)表現(xiàn)出的不同于單一污染物作用于生物體所表現(xiàn)出毒害作用（吸收、合成、滯留、聯(lián)合和富集等）或解毒作用（回避、排斥、固定、分泌、排泄、酶變和擴(kuò)散等）的變化［35］。研究不同重金屬之間，重金屬—有機(jī)污染物復(fù)合污染情況下，生物體對污染物質(zhì)的吸收、富集的聯(lián)合作用將會成為生物可利用性研究的熱點(diǎn)問題。

4.2 受試生物的選擇

生物可利用性研究中的受試生物種類廣泛，不同的生物品種對重金屬的生物可利用性是不同的。同時(shí)，植物不同生長期，不同部位吸收重金屬的能力也不同。重金屬生物可利用性與其生物毒性息息相關(guān)。形態(tài)分析技術(shù)開發(fā)的主要目的在于確定具有生物可利用性和生物毒性的元素形態(tài)并尋求獲得其含量的方法。預(yù)測微量金屬毒性的一般做法是按照特定分類原則對微量金屬形態(tài)進(jìn)行分離和測定，并進(jìn)行毒理學(xué)實(shí)驗(yàn)，確定微量元素與毒性之間的關(guān)系?；诙纠硇?yīng)的生物可利用性研究對于毒性作用受體的選擇至關(guān)重要。首先，受試生物要具有對毒物的敏感性與指示性，存在明顯的毒物劑量-效應(yīng)關(guān)系；其次，受試生物要具有對毒物抗性與富集性。超積累植物往往對毒物的敏感性不強(qiáng)，而敏感的指示植物往往不具有重金屬的富集性；再次，受試生物要具有可區(qū)分的典型生理期和廣泛的代表性。不同的典型生理期能顯示該受體不同時(shí)期重金屬生物可利用性的差別，而廣泛的代表性則具有研究的現(xiàn)實(shí)意義。連貫性、系統(tǒng)性的基于毒性效應(yīng)與生物吸收的生物可利用性研究將可能成為生物可利用性研究的熱點(diǎn)。

4.3 評價(jià)方法的探索

重金屬生物可利用性常用的評價(jià)方法僅是從各自的角度進(jìn)行評價(jià)，相互間缺少一定的分析比較，而且各種評價(jià)和試驗(yàn)方法本身也存在一定的問題［36］。迄今，沒有一個可以用來進(jìn)行形態(tài)分析與生物可利用性之間關(guān)系研究的普適方法。建立能普遍適用的預(yù)測生物可利用性的方法已成為研究者的共識。實(shí)驗(yàn)室方法學(xué)應(yīng)盡量模擬植物在野外生長的實(shí)際條件，應(yīng)能反映影響生物可利用性的諸多因素的綜合作用結(jié)果。這種新的認(rèn)識是從總結(jié)過去工作的基礎(chǔ)上得來的。以往的研究者試圖從非常復(fù)雜的關(guān)系中建立土壤礦物相中金屬元素的溶解性與生物可利用性的關(guān)系，或者金屬元素的形態(tài)與生物可利用性的關(guān)系。這種考慮忽視了土壤-植物系統(tǒng)復(fù)雜反應(yīng)的綜合效應(yīng)對生物可利用性的影響。同時(shí)，基于化學(xué)法后續(xù)的相關(guān)性分析的生物可利用性研究往往只能在定性上給出環(huán)境條件變化下的生物可利用性增強(qiáng)或者減弱的變化情況。對于定量指標(biāo)體系的探討，將有利于不同學(xué)者研究成果間的互相對照。因而，完善統(tǒng)一重金屬生物可利用性評價(jià)方法，同時(shí)探討定量表征生物可利用性變化的指標(biāo)體系或研究方案，將是未來生物可利用性研究中的又一重點(diǎn)。

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