颗粒态痕量金属的基础形态的连续提取过程（译）Tisser摘要：该研究发展了一种关于颗粒态痕量金属的分析方法，该方法利用一种连续的化学提取法将痕量金属（Cd，Co，Cu，Ni，Pb，Zn，Fe，Mn）分为五种形态，分别是：可交换态、碳酸盐结合态、Fe-Mn氧化物结合态、有机结合态与残余态。

使用该连续提取法对河流底泥样品进行重复实验，结果显示该法的相对标准差在正负10%以内。

同时，对痕量金属总量与其五种形态分量之和进行比对发现，精度是令人满意的。

为了评估不同提取试剂对于金属特定形态的分离性，对每一提取步骤的渗滤液与残余物进行了补充测量。

最后将本法应用于河流底泥，并讨论了底泥的痕量金属形态。

一、综述：对于自然水体中的颗粒态金属（如：结合在水体悬浮物体或底泥上的金属），大多数研究只考虑金属总量。

有一小部分研究尝试着评估过颗粒态金属的分形态（指颗粒态金属的更微观化学形态）。

利用金属总量作为评估底泥污染程度的指标，意味着对于给定的金属，其所有的化学形态对于环境都具有相同的影响。

这种方法明显是不合理的。

理论上来说，固体物质可以被分成不同的基本组份，而这些组份可以通过合适的试剂浸提分离开来；考虑到土壤与底泥的相似性，提取步骤可以借鉴土壤化学分析的方法。

现在有一些确定颗粒态痕量金属基本组成形态的实验方法。

这些方法在操作的复杂程度上各异，总体上可以分成以下两类：一种是将金属分成残渣态和非残渣态两类；另一种是更加复杂的连续提取方法。

前者通常只需一种浸提剂，这种方法比起总量预测法，可以使反常样品和背景样品之间的对比更加鲜明。

这种方法迅速、简便，但是这种方法很难找到一种既可以有效溶解非残渣态金属而且又不会攻击残渣态金属的浸提剂。

连续提取方法虽然耗时，但是在金属的迁移转化、来源、存在模式、生化有效性等诸多细节方面，为我们提供了更多的信息。

本研究的目的在于检验连续“分离”提取方法的优劣，该方法将颗粒态金属分离成不同的基本形态，这些形态的溶解态出现在不同的环境条件下。

研究的痕量金属包括：Cd，Co，Cu，Ni，Pb，Zn，Fe和Mn。

为了方便，实验选用底泥作为材料，这比悬浮物质更易获得所需材料量。

虽然在学术界不认为铁和锰是痕量金属，但为了简化结果陈述，本文特意加入了这两种金属。

二、基本形态划分：考虑到环境条件对于痕量金属基本组成形态的影响，本研究选择了以下几种形态：形态1：可交换态。

大量研究论证了底泥及其组成成分（如粘土、氢氧化铁、氢氧化锰、腐殖酸）对痕量金属的吸附作用；水体离子组成的改变很可能影响到痕量金属的吸附、解吸过程。

形态2：碳酸盐结合态。

一些研究者发现痕量金属的富集量与底泥的碳酸盐含量显著相关；这一形态对pH的变化比较敏感。

形态3：铁锰氧化物结合态。

已经确认，铁锰氧化物以颗粒之间的囊粒、结核、胶粘剂或是颗粒的外壳形式存在；这些氧化物是痕量金属优良的清道夫，在厌氧条件下具有热力学不稳定性。

形态4：有机结合态。

痕量金属可以和不同类型的有机物相结合：比如活的生物体、腐物、胶粒外壳等。

自然有机质，特别是腐殖酸和富里酸对金属的络合与胶溶作用，以及痕量金属在特定生物体中的生物富集现象已经得到了广泛的承认。

在自然水体的氧化条件下，有机质可以被降解，这可以导致可溶性痕量金属的释放。

形态5：一旦前四种形态被分离出去，则残余固体的成分主要应当是原生和次生矿物，这些矿物可以将金属元素封锁在自身晶格之内。

在自然条件下，一定的期限内这些金属元素应当是不会转化为溶解性的状态的。

三、实验1. 制样底泥样品收集自两个点：SM和PV。

用Ekman取泥器取得大量底泥。

使用聚乙烯药匙从采样器中间取泥，防上取泥器金属部分对样品的污染。

样品在4C 条件下保存不超过3天，然后在105C的强制通风炉中烘干。

之后用玛瑙研钵研磨、均粒之后在4C下保存直到使用。

2. 淋洗步骤与试剂经过对一系列可用文献的比选，留下了以下化学提取方法供进一步研究；以下提到的底泥样品用量均为1g（用做初步提取的原始样品干重）。

（i）可交换态。

在室温下，将底泥在连续搅拌下用8mL的MgCl2溶液（1M，pH=7.0）或者NaOAc溶液（1M，pH=8.2）提取1小时。

（ii）碳酸盐结合态。

将（i）中的沉淀物在室温下，在连续搅拌下用8mL的pH=5.0的醋酸缓冲液提取至反应完全。

所需提取时间进行了附加实验。

（iii）铁锰氧化物结合态。

利用：a. Anderson和Jene描述的方法：20mL，0.3M Na2S2O4+0.175M 柠檬酸钠+0.025M 柠檬酸；b. 20mL的溶解于25%（v/v）醋酸中的0.04M的NH2OH·HCl溶液两种方法对（ii）中的沉淀物进行提取。

后一种方法在96±3℃下进行偶尔的搅拌。

对完全溶解铁氧化物所需时间进行了附加实验。

（iv）有机结合态。

此处引用了Gupta和Chen的方法。

对（iii）得到的沉淀物中加入3mL0.02M的HNO3和5mL30%的用HNO3调整pH至2的H2O2。

将混合液在85±2℃下加热2小时，适当搅拌。

再加入另外3mL30%的用HNO3调整pH 至2的H2O2，再在85±2℃下加热3小时，间歇搅拌。

冷却后，再加入5 mL的溶解于20% (v/v) HNO3中的3.2 M 的NH4OAc 溶液，连续搅拌30分钟。

NH4OAc 的加入是为了防止已提取出的金属被氧化的底泥所吸附。

（v）残余态。

用后面将会用到的分析痕量金属总量的HF-HClO4混合液消解法对（iv）中得到的沉淀进行消解。

每一步提取都需进行离心（50mL聚丙烯离心管）操作以尽量减少固体损失。

在相邻的两步之间均需进行10000rpm下的离心操作30min以实现固液的有效分离。

上清液用移液管移走以供痕量金属分析（见下），沉淀物用8mL去离子水洗涤；再次离心30mL后，弃去上清液。

洗涤用水量控制到最少以防止对固体物质，特别是有机物的过度溶解。

本研究中用的去离子水使用Millipore公司的Milli-Q3RO/Milli-Q2系统制得。

实验所用的玻璃仪器均使用14%HNO3（v/v）洗涤并用去离子水冲洗。

所用试剂均为分析纯以上级别并进行了可能的痕量金属污染检测。

在用到的试剂中，只有亚硫酸钠受到了严重的Zn污染。

3. 痕量金属分析痕量金属浓度用AAS方法测定，仪器型号为Varian Techtron Model AA-5，该仪器可直接将待测样品输入氧炔焰。

以下技术用于前四种形态。

对于Cd、Co、Cu、Ni、Pb和Zn，由于存在可能由底泥物质浸出导致的母质效应，因而使用了一种标准附加方法。

母质效应在多数情况下会导致高达15%的误差。

对于浓度高的金属（Fe和Mn），上清液需要用去离子水稀释20-50倍之后再测量。

而且其浓度可以直接从相应的校准曲线上读出。

对于金属总量分析与残余态分析，固体物质首先用HF- HClO4（5:1）混合液进行消解。

对于1g的干燥底泥样品，首先在铂坩埚中用HClO4（2mL）和HF（10mL）消解至接近干化；之后再添加HClO4（1mL）和HF（10mL），并再次蒸至接近干化。

最后，再单独添加1mL HClO4，对其进行蒸干操作至出现白色烟雾。

得到的沉淀物质溶解在12N的HCl中之后再稀释至25mL。

最后得到的溶液用AAS依据标准附加方法进行痕量金属的检测。

4. 补充测量为了检验每一提取步骤的分离效果，本研究对浸出液中的Si、Al、Ca、S、有机碳、无机碳浓度和化学处理（X射线衍射）前后的底泥中的S、有机碳、无机碳浓度作了相关补充检测。

浸出液中Si、Al、Ca的浓度用氧化亚氮－乙炔陷的AAS方法检测。

对于Al和Si 的分析，其浸出液获取方法是：将样品与无水偏硼酸钠进行熔融，之后将该熔融物溶解于1.2N的盐酸中。

S的浓度利用选择性离子电极（Orion Model 96-16A）在硫抗氧化缓冲液（SAOB）存在的条件下进行测量。

SAOB须立即加入与底泥离心分离后的上清液中。

可溶性无机碳及有机碳浓度用Beckman总有机碳分析仪（Model 915A）进行检测。

颗粒状S和C分别用Leco总硫分析仪（Model 1R-32）和Leco总碳分析仪（Model 1R-12）进行检测。

无机碳假设是总碳与有机碳浓度的差值。

X射线衍射用来分析整体的底泥和其2-16um及<2um的片段；根据斯托克斯定律，各个片段使用差速离心实现有效分离。

四、结果与讨论1. 试剂的选择与浸出条件在选择连续提取所用的试剂时，特别强调每种淋洗液的潜在分离性。

用在土壤化学分析中的最新方法与最近的文献中提出的底泥及悬浮物痕量金属提取分离技术在本研究中都给予考虑。

很多试剂，包括醋酸铵、醋酸钠和氯化镁都曾用作离子态金属的游离化试剂。

在这些试剂中，醋酸铵（pH=7）在土壤和底泥的分析中是用的最广泛的。

但是，根据很多研究者的研究结果，醋酸铵同时会攻击碳酸盐。

Chapman的研究表明，CaCO3在中性的醋酸铵溶液中的溶解度要远高于在pH=8.2的醋酸钠溶液中的溶解度，醋酸钠也是现今用于测定土壤CEC的试剂。

因此，现在的研究一般不考虑用醋酸铵；Gibbs提到过1M、pH=8.2的醋酸钠的优点，这将在下面进行论证。

推荐用来选择性地溶出底泥中的碳酸盐的试剂是醋酸钠与/或醋酸，这一步需要在酸性pH条件下进行。

本研究所选用的是用醋酸把pH调至5.0的1M的醋酸钠溶液。

Grossman和Millet报道说让非钙质土壤与该缓冲液接触9周的时间，其中的有机碳和自由铁浓度也保持不变；其它研究者也论证说低的pH值会在一定程度上攻击铁锰铁化物。

溶解碳酸盐的时间取决于碳酸盐粒度、碳酸盐的种类和百分比还有样品粒度等因子。

为了探求浸出碳酸盐结合态金属的最佳时间，底泥样品先是用1M的醋酸钠或1M的氯化镁提取出可交换态金属（提取1小时），之后再用醋酸缓冲液进行浸提；在不同的时间间隔下测定上清液中的钙离子浓度。

图表1显示：在5小时内，两种底泥中的钙离子即可完全溶出。

这一提取时间可能对于大部分悬浮固体样品中钙离子的最终溶出是足够的。

但是对于粗糙底泥来说，因其具有高的碳酸盐浓度，所以可能还需要更长的浸提时间，并且还需要在实验进行中不时地调整反应液的pH值。

表1显示，两种底泥在分离形态2时浸出的钙离子量受前一步浸提所用浸提剂的影响，用醋酸钠浸提过的钙浸出量要低于用氯化镁浸提过的。

这一现象可能是由于醋酸根的配位效应。

如：Ca2++OAc－=CaOAc+；logK=1.24；经过热力学计算得到的醋酸配位效应甚至比图表1中观测到的更强。

此外，还由于氯化镁近期被发现具有吸附特定痕量金属的功能，因此本研究选用氯化镁作为连续提取步骤中的初始浸提试剂。

提取铁锰氧化物的最好办法是选择一种可以将铁、锰分别还原至2价铁与2价锰的混合试剂，并且该试剂还应当具有使相关金属以自由态存大量在于溶液中的能力；常用的两组混合试剂分别是：NH2OH·HCl+CH3COOH；Na2S2O4+柠檬酸钠。