张艳欣

摘要：指出了生物有效性是评估污染物迁移性和生态影响的关键参数，概括阐明了污染物生物有效性的影响因素及评价方法，对环境风险和场地修复有着重要意义，可为土壤特别是修复后土壤的管理利用提供科学指导依据。

关键词：重金属； 有机物； 生物有效性； 修复治理

中图分类号：X131

文献标识码：A 文章编号：1674-9944（2017）6-0076-05

1 引言

长期以来，我国传统的粗放型经济增长模式，造成大部分地区污染严重。随着城市化进程的推进，污染场地转为公用甚至居住用地等，在开发利用过程中，污染物可通过直接接触或食物链的放大作用，对人体健康构成威胁[1]。所以在改变土地使用性质之前，必须对原场地进行污染调查分析[2]。根据我国相关文件，一旦检出污染物超过相应的标准限值，场地需要进行修复治理工作。而目前采用的标准多为最保守情况或认为污染物100%具有生物有效性，导致过高估计污染物的生物有效性及其生态风险，同时在后续修复工程中因过高的修复终点造成人力、物力和财力的浪费[3，4]。因此生物有效性研究对合理评价污染物环境风险具有重要的指导意义。

随着《土壤污染防治行动计划》（简称“土十条”）印发，场地修复行业已逐步兴起，且多集中在土壤修复方面。本文重点分析了重金属和有机物的形态，生物有效性的影响因素和评价方法，旨在为污染场地修复治理提供理论基础[4]，使社会效益、经济效益和环境效益最大化。

2 重金属

土壤重金属总量不能准确评价重金属的生物效应和环境效应[5，6]。重金属在土壤中经过物理、化学和生物作用及重金属间的加和、屏蔽等反应形成不同的形态，从而决定了其生物有效性。

2.1 重金属形态

重金属形态一般指操作意义上的，是直接影响生物吸收利用重金属的重要因素，目前重金属的提取方法主要为单独提取法和连续提取法，现对不同提取方法进行对比分析[7]，详见表1。

土壤基质不同，导致重金属的活性及迁移性等受到影响，从而改变重金属的形态。例如，南京市不同城区表层土中重金属（Fe、Mn、Cr、Ni、Co、V、Cu、Zn、Pb）均以残渣态为主，其中人为输入重金属（Mn、Cu、Zn、Pb）的活性态所占比例较大[8]。北京市朝阳、通州等土壤中铬多以可交换态和残渣态存在，锌以有机结合态和残渣态为主，铅则主要以可交换态存在[9]。长沙、广州土壤镉含量很高，有效态镉占总镉的比例范围是6.0%～45.1%[10]，四川盆地土壤中有效硒含量很低，一般约占土壤全硒的1.0%～3.0%[11]。

重金属的不同形态与其被释放的难易程度密切相关，其生物有效性也不同。以Tessier法提取的5种形态为例，生物有效性大小的顺序为：交换态>碳酸盐结合态>铁锰氧化物结合态>有机物结合态>残渣态[12，13]。重金属的形态只是在一定条件下的动态平衡过程，一旦外界条件发生变化，其生物有效性也会随之变化。碳酸盐结合态在pH值变化时而被再次利用；铁锰氧化物结合态在还原条件下部分离子可能释放[5，6]。有机物结合态处于氢化条件时部分有机结合态逐渐释放[13]，残渣态几乎不被利用[7，12]。

2.2 影响因素

生物有效性指污染物能被生物体吸收利用的性质或对其产生毒性效应，即毒性和生物可利用性，由毒性数据或生物浓度数据间接评价[19]。影响重金属生物有效性的因素主要有重金属特性和污染来源、土壤成分和理化性质等[6]。

2.2.1 重金属特性和污染来源

重金属间协同、拮抗等联合作用往往可直接影响其生物有效性，联合作用促进了Cd、Pb、Zn的活化、抑止了As的生物有效性[14]。另外，重金属浓度也对生物有效性有一定影响，钙离子在土壤中的吸附量增加，会促使土壤中镉离子向水溶液中释放，导致水溶性镉离子浓度增大，镉的生物有效性提高[15]。另外，土壤中重金属总量与重金属各形态之间则存在较好的相关性[16]，特别是随着重金属污染加剧，非残渣态比例相应提高，其生物有效性大大增高[6，7]。陈怀满等[17]發现农作物对污泥、尾矿砂、人工污染土壤等类型中重金属的富集作用依次增强，故可认为人为因素造成的重金属污染生物有效性最大[18]。

2.2.2 土壤成分

土壤有机质对重金属生物有效性的影响不尽相同[7]。就大分子有机质来说，土壤腐殖质含量越高，对重金属的吸附和螯合作用越强，重金属固定量越多，其生物有效性越低[19]。而对低分子或水溶性有机质而言，重金属则易与其发生络合反应，促进重金属解吸而致使固定量减少，导致生物有效性增加[20]。

2.2.3 理化性质

pH值是土壤理化性质的综合反映，影响重金属在土壤中的溶解度，进而影响重金属的生物效应、环境效应[21]。一般土壤中交换态重金属与pH值呈现显著负相关，碳酸盐结合态、铁锰化物结合态和残渣态重金属均随pH值的增加而增加[22]。以小麦为例，其根部和籽粒镉浓度都与土壤pH值呈显著负相关，降低土壤pH值将促进小麦对镉的吸收[15]。

2.3 评价方法

Hankard等[23]认为采用化学方法难以确定土壤污染程度及潜在的生态和人体健康风险，利用生物方法可作为补充。植物方法是通过幼苗培养、盆栽和田间试验等方法来确定污染与生态风险的关系[5]。通过田间试验发现，污染区植株体内的重金属有效性增加[24]。水稻品种及组织结构不同，重金属的吸收机制也不同[25，26]。另外，植物根系分泌物（有机酸、氨基酸及糖类等）也可影响重金属的有效性[27，28]。因此可利用植株的重金属含量评价区域污染情况，研究重金属污染的生物指示植物有重要意义[29]，且对指示场地的污染及治理效果有现实意义。但是植物栽培周期长，受外界因素影响较大，其应用受到一定限制[5]。

利用蚯蚓肠液法和Tessier法对比研究重金属的有效性，虽然两种方法得到的重金属的生物有效性排序相同，但蚯蚓的腸液法较Tessier法更能说明重金属生物有效性[30]。将蚯蚓和大鼠暴露在重金属污染的环境中，发现两者都出现损伤[31，32]。Shin等[33]通过蚯蚓死亡率确定韩国3个废弃尾矿的修复顺序。可见，简单的蚯蚓毒理性试验可用作生物指示物和评价生态风险。另外蚯蚓或其他低等动物对重金属的富集[34]在一定程度上修复了重金属污染。体外实验因其操作简单、经济实用，且与动物实验的生物有效性有显著的相关性[35]，应用较广。

3 有机物

有机物的生物有效性根据其种类的差异，分为疏水性有机物的生物有效性和水溶性有机物的生物有效性。疏水性有机物的生物有效性指其在环境中以结合态存在时对生物有效的部分，包括生物摄取和微生物降解的有效性[36]。水溶性有机物的生物有效性则是其自由溶解态对基质或受体产生的“现成的”生物有效性和“潜在的”生物可及性[37]。

3.1 有机物形态

前期使用形态分析方法主要是化学方法，包括快速熔剂[38]、超临界流体[39]及温和有机溶剂（如甲醇、乙醇）等萃取技术，但这些方法往往过高估计有机物的残留量或者破坏土壤[3]。因此有些专家开始转向生物提取技术[40]，通过研究生物的富集、降解等作用来研究生物有效性。

3.2 影响因素

有机物的生物有效性主要取决于其与环境基质间的相互作用[41]。土壤中影响有机物生物有效性的因素主要包括矿物质种类、pH值、含碳有机质、污染作用时间（老化）等[42]。天然有机物NOM浓度的增加造成分子聚集，降低了土壤有机碳标准化分配系数（Koc）值[43]。例如，有机物因化学键或晶格物理捕获，或因污染作用时间而老化，导致生物有效性降低[44]。老化对不同的有机物作用机制不同，老化明显降低了降解菌对阿特拉津的利用率，而对降解菌矿化2，4-D的影响并不明显[45]。菲和芘的降解实验也得到了相似的结果，老化对菲的降解率影响稍小，对芘的降解较明显[46]。

另外，由于有机物进入生物体内后，只有到达靶作用位点的那部分才被认为是毒理学有效的，因此生物有效性还取决于毒代动力学过程，如靶位点和非靶位点间的分配、特定组织内的代谢、排泄等特性[1]。

3.3 评价方法

生物有效性评价针对的直接对象为土壤生物，故评价有机物的生物有效性最直观的方法为生物评价方法。

蚯蚓是土壤生物中对多种污染物反映较为灵敏的一种指示生物，常通过蚯蚓体内污染物的富集量来评价有机物的生物有效性，而蚯蚓富集率的分析基于平衡分配模型，即假设生物仅利用水溶性有机物，不考虑生物的消化作用[3]。在试验过程中发现，蚯蚓培养环境不同，有机物的生物有效性会有所不同。Tang等[47]在有机质含量不同的6种土壤中加入苯并[a]芘、蒽、芘和屈，通过蚯蚓体内的富集能力对生物有效性进行评价，未老化土壤中的这4种污染物在蚯蚓体内富集率分别为15.5%～22.2%、15.9%～22.7%、19.7%～27.9%和13.5%～16.9%，而老化42周后的土壤内，蚯蚓对4种污染物的富集率分别下降到11.4%～20.4%、11.3%～19.0%、13.9%～24.2%和9.85%～16.2%。Johnson等[48]用蚯蚓对新染毒（芘和苯并[a]芘）的土壤进行研究，蚯蚓培养4周后，污染物在蚯蚓体内的富集率分别为4.2%～5.6%和1.4%～2.8%，远低于Tang等[47]的实验结果。

另有研究发现污染物的生物毒性或生物积累也会随着同种生物的不同物种而不同。例如不同蚯蚓品种土栖型长流蚓（Apporectodea longa）的生物富集量远远大于赤子爱胜蚓（E.foetida）[49]。此外，矿化达到平衡、细菌浓度相近的条件下，恶臭假单胞菌（Pseudomonas putida）对土壤结合态萘的矿化率为32%，而革兰式阴式菌为18%[50]。因此研究有机物的生物有效性时需要选择合适的生物物种[3]，同时，对某种有机物的指示性生物的研究应该受到重视。

此外，不同生物因其生理行为、活性或特性差异，有机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过程中生物有效性的变化时，发现蚯蚓富集率和细菌矿化率的下降程度并不相同。

近年来，生物消化液萃取[38，52]、固相微萃取（SPME）[53]、半透膜技术[54]等仿生技术快速发展，在提取有机污染物进行有机物的生物有效性评价方面得到了较为广泛的应用。在使用沙蠋消化液萃取土壤中的有机污染物过程中，发现疏水性有机物（如苯并芘）较水溶性有机物（如菲）的可提取性明显增加[55]。固相微萃取技术具有对土壤理化性质改变小、与生物体摄取过程相近、比有机溶剂萃取温和等优点[3]，基于该项技术又建立了模拟PAHs和PCBs生物有效性的模型[56]。用C18膜萃取PAHs与蚯蚓摄取的相关系数大于77%，证明固相萃取是可行的[47]。半透膜技术在模拟底栖无脊椎动物吸收结合态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领域，并局限于室内试验、单一污染元素或重污染区，与现实的环境污染存在差异。因地域的理化性质、物种吸收、污染物类型及大气粉尘的影响[57]等，生物有效性无法适用于所有情形。因此应加强污染物和受体的空间变异性、污染物间复合污染及大气粉尘等对污染迁移转化的影响研究。

此外，土壤污染防治标准限值过高的问题亟待解决，引入生物有效性，针对不同受体及场地不同的规划用途，按照剂量效应关系调整土壤环境质量标准限值。土壤尤其是修复后的土壤在使用过程中需采取长期监管机制，充分关注污染物在食物链传递规律及被重新释放的污染物的迁移性和潜在毒性。

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