实践表明，重金属的生物毒性在很大程度上取决于其存在形态，仅仅依据元素总量往往不能很好地说明环境中重金属的化学活性、再迁移性、生物可给性以及最终对生态系统或生物有机体的影响。因此，通过元素形态分析方法定量地确认不同环境介质中重金属的形态成为环境土壤学研究领域的重要内容。随着分析测试技术的发展，元素的形态分析方法取得了长足进步，并且在土壤圈的物质循环、元素毒性及生态毒性确定、食品质量控制和临床分析等领域显示出独特的作用(罗小三等2005)。有关土壤中重金属的形态分析曾有较为系统的总结与评述(罗小三等2005，李非里等2005，刘忠珍等2005，周康民等2007)。元素形态(element speciation)指某元素具体的化学物种在某体系中的分布。化学物种(chemical species)是指化学元素的某种特殊形式(specific form)，如分子态、特定的配位结构或氧化态等(Templeton et al. 2000。在土壤重金属的形态方面本书主要关注化合物的类型、元素的操作定义(连续提取)和特定试剂的可提取态。

(一)化合物的类型

土壤中重金属元素的迁移、转化及其对植物的毒害和环境的影响程度，除了与土壤中重金属的含量有关外，还与重金属元素在土壤中的存在形态有很大关系。土壤中重金属存在的形态不同，其活性、生物毒性及迁移特征也不同。土壤中重金属形态的划分有两层含义，其一是指土壤中化合物或矿物的类型，而另外一层含义系指操作定义上的重金属形态。对于前者，例如含Cd的矿物包括CdO、β-Cd(OH)₂、CdCO₃、CdSO₄·H₂O、CdSiO₃、CdSO₄·2Cd(OH)₂、CdSO₄、Cd(OH)₂、Cd₃(PO₄)₂、CdS、2CdSO₄·Cd(OH)₂、土壤-Cd等，其中CdSiO₃(c)、CdO(方解石)、β-Cd(OH)₂(c)、CdSO₄·2Cd(OH)2(c)、CdSO₄(c)、CdSO₄·H₂O(c)以及2CdSO₄·Cd(OH)₂(c)等矿物，由于比较容易溶解，因而可以预期它们在土壤中是不会形成的。

Cd₃(PO₄)₂(c)的形成较为复杂，它与控制磷酸盐浓度的矿物类型及pH条件有关。在低pH时，土壤中磷酸盐的浓度和Cd的磷酸矿物的形成及其溶解度为FeM·2H₂O(红磷铁矿)和Fe(OH)₃所控制；在中等pH时，为阶Ca₃(PO₄)₂ (β-磷酸三钙)和土壤-Ca所控制；而在高pH时，为Ca₃(PO₄)₂ (磷酸三钙)、CaCO₃(方解石)和CO₂(g)所控制。

重金属化合物的类型对其生态效应有着明显的影响，当土壤中所含化合物的类型不同时，由于这些化合物本身性质的差异和与土壤交互作用的不同，因而所产生的生物效应有可能不一样，例如在黄棕壤中添加相同Pb浓度(4000 mg/kg)的PbCl₂和Pb(NO₃)₂处理，糙米中的含Pb量分别为1.62和4.91 mg/kg；而不同类型砷化合物的试验表明，亚砷酸盐的毒性明显高于砷酸盐，即使同为砷酸盐，由于所结合的金属阳离子的不同，毒性也有显著差异。然而，要直接区分上壤中化合物的类型是相当困难的。

(二)形态的操作定义

土壤中的重金属元素与不同成分结合形成不同的化学形态，它与土壤类型、土壤性质、外源物质的来源和历史、环境条件等密切相关。各种形态量的多少反映了其土壤化学性质的差异，同时也影响其植物效应。通常所指的“形态”为重金属与土壤组分的结合形态，即“操作定义”，它是以特定的提取剂和提取步骤的不同而定义的。目前土壤重金属的形态分级的操作定义大多根据各自研究目的和对象来确定连续提取方法。Tessier等(1979)提出的连续提取法(表5-2)有一定的代表性。主要可分为水溶态、交换态、碳酸盐结合态、铁锰氧化物结合态、有机结合态和残留态。水溶态是指土壤溶液中重金属离子，它们可用蒸馏水提取，且可被植物根部直接吸收，由于在大多数情况下水溶态含量极微，一般在研究中不单独提取而将其合并于可交换态一组中；可交换态是指被土壤胶体表面非专性吸附且能被中性盐取代的，同时也易被植物根部吸收的部分；碳酸盐结合态在石灰性土壤中是比较重要的一种形态，普遍使用醋酸钠-醋酸缓冲液作为提取剂。铁锰氧化物结合态是被土壤中氧化铁锰或黏粒矿物的专性交换位置所吸附的部分，不能用中性盐溶液交换，只能被亲合力相似或更强的金属离子置换，一般用草酸-草酸盐或盐酸羟胺作提取剂。有机结合态是指重金属通过化学键形式与土壤有机质结合，也属专性吸附，选用的提取剂主要有次氯酸钠、H₂O和焦磷酸钠等；而残留态是指结合在土壤硅铝酸盐矿物晶格中的金离离子，在正常情况下难以释放且不易被植物吸收的部分，一般用HNO₃-HCIO₄-HF分解。由于各种试剂的溶解能力不尽相同，即使同一种形态，其提取量也只对特定的提取剂才有意义。图5-1为一些重金属在土壤中的结合形态，它表明不同重金属在土壤中的同一形态有着显著的差异(Salomons et al.1995)。

图5-1 重金属在土壤中的结合形态(Salomons et al. 1995)

表5-2 土壤中重金属形态的连续提取法

另一种操作定义是欧盟提出的，欧盟有关项目(BCR)致力于连续提取方法的标准化和参考物质的制备，这一方法后经有关研究人员的适当改进，将土壤重金属分为四步分级提取：①水溶态、可交换态和碳酸盐结合态(0.1 mol/L CH₃COON，室温振荡16h)；②铁／锰氧化物结合态[0.1 mol/L NH₂OH·HCl(pH 2.0)，室温振荡16h] ;③有机物及硫化物结合态[30％ H₂O₂室温振荡1h后，增加温度到85℃再振荡1h，再加入30％ H₂O₂于85℃振荡1h，然后加入1.0 mol/L CH₃COONH₄(pH 2.0)，室温振荡16h]；④残渣态，用土水消化。

As的操作定义与上述分级有所不同，目前砷的分级方法多以提取磷的方法为基础修改而成。砷在土壤中的形态一般分为吸附态砷，用1 mol/L NH₄Cl提取(包括水溶性砷)；铝型砷(Al-As)，用0.5 mol/ NH4F可提取的砷酸铝盐；铁型砷(Fe-As)，用0.1 mol/LNaOH可提取的砷酸铁盐；钙型砷(Ca-As)，用0.25 mol/L H₂SO₄可提取的砷酸钙盐；闭蓄型砷(O-As)，不能被上述提取剂提取出的被闭蓄在矿物晶格中的砷。土壤中水溶性砷主要以ASO₄^3-和AsO₃^3-离子形式存在，含量极少，常低于1 mg/kg，通常在吸附态砷中包括了水溶性砷。后四种形态的砷属于难溶性砷，Al-As和Fe-As的毒性小于Ca-As。Fe-As在大多数土壤中占优势，Al-As其次。一般说来，酸性土壤以Fe-As占优势，而碱性土壤以Ca-As占优势。

土壤中砷以三价的亚砷酸盐(AsO₂^-)和五价的砷酸盐(AsO₄^3-)形态存在，As(Ⅲ)的移动性远大于As(Ⅴ)，且毒性较大。进入土壤中的砷可被土壤胶体吸附。同时砷酸根可以与土壤中铁、铝、钙和镁等阳离子形成难溶性砷化合物，与无定形铁、铝等的氢氧化物产生共沉淀，不易发生迁移。其反应如下：

Fe³⁺+AsO₄^3-→FeAsO₄        Ksp=5.7×10^-21       (5-1)

A1³⁺+AsO₄^3-→AlAsO₄        Ksp=1.6×10^-11       (5-2)

3Ca²++2AsO₄^3-→Ca₃(AsO₄)₂     Ksp=6.8×10^-19      (5-3)

3Mg²⁺+2AsO₄^3-→Mg₃(AsO₄)₂     Ksp=2.1×10^-2     (5-4)

由于这几种化合物溶解度的差异，所以以Fe³⁺固定砷酸盐的作用最大，Ca²⁺、Al³⁺的作用次之，Mg²⁺所起的作用不如Fe³⁺、Al³⁺和Ca²⁺显著。通常在活性铁高的土壤中，主要以Fe-As形式残留；如果活性Fe低、活性Al或代换性Ca多，则以Al-As或Ca-As累积。而土壤中活性Fe、Al和代换性Ca均少，As可能从上壤中流失。一般说来，不同类型的土壤对砷的吸附能力为：红壤＞砖红壤＞黄棕壤＞黑土＞碱土＞黄土，这一顺序也说明了铁、铝氧化物对吸附砷起着重要的作用。

Cr的操作定义亦有其特殊性，一般分为水溶态、交换态(1 mol/L CH₃COONH₄提取)、沉淀态(2 mol/L HCl提取)、有机结合态(5 % H₂O₂-2 mol/L HCl提取)和残留态等(陈英旭等 1994a)。由于不同土壤的矿物种类、组成、有机质含量和pH等不同，铬的形态亦不同。土壤中水溶性铬含量非常低，一般难以测出；交换态铬含量也很低一般为<0.5 mg/kg，约为总铬的0.5％；土壤中铬大多以沉淀态、有机结合态和残渣态存在：有机结合态铬通常＜15 mg/kg，比沉淀态和残渣态含量低，残渣态含量一般占总铬的50％以上。

土壤重金属形态的操作定义存在诸多的不足之处：①提取步骤多、费时；②试剂的有限选择性；③已释出的金属可在各形态间再分配；④结果重现性差；⑤可比性差，只有类似方法及性质相似的样品才具有可比性。由于上述缺陷，故操作定义要求程序的标准化，其表征的只是在特定条件下，各种提取剂对土壤中重金属的提取形态，它虽然有助于人们理解重金属在土壤中的结合方式，但并非是完全真实形态的表述，具有明显的局限性。如能确知重金属在土壤中的真实存在形态，将能够从分子水平上理解土壤重金属的释放机理、形态转化、毒性、生物可利用性、修复措施以及风险评价等多方面的特性。目前，测定土壤重金属的实际形态往往比较困难，在一些实验室已采用X线吸收精细结构光谱(XAFS, X-ray absorption fine structure spectroscopy)，漫反射光谱仪(DRS, diffuse reflectance spectroscopy)，高分辨热重分析仪(HRTGA, high resolution thermogravimetric analysis)，以及微X线吸收近边结构分析(u-XANES, micro X-ray absorption near edge structure)等来分析重金属离子在矿物表面的结合方式，包括外配位、内配位和表面沉淀等，如利用广延XAFS(EXAFS，extended X-ray absorption fine structure spectroscopy)观察到Co、Ni和Zn在矿物表面形成的金属氢氧化物沉淀；采用X线吸收精细结构光谱研究了Ni在矿物上的吸附动力学，观察到随时间的延长产生了Ni-Al氢氧化物沉淀。另外，应用电化学和膜技术也可分析土壤溶液中重金属的实际存在的化学形态，用以区分重金属离子态和有机配合态等。