薄膜擴散梯度技術在重金屬生物有效態監測中的應用

張 婷，劉 爽,，管 鵬,，宋玉梅，潘佳釧，郭鵬然

1.蘭州理工大學 石油化工學院，甘肅 蘭州 730050 2.廣東省測試分析研究所 a.廣東省水環境污染在線監測工程技術研究中心;b.廣東省化學危害應急檢測技術重點實驗室,廣東 廣州 510070

城市化進程和工農業的發展，在促進社會進步的同時也給環境造成了污染和危害。重金屬由于難以降解而在環境介質中不斷積累，污染問題日益突出。重金屬污染會導致植物的產量及品質降低，造成巨大的經濟損失，還會通過食物鏈富集進入人體，引發多種疾病而危害人體健康。因此，需對環境中重金屬進行準確、快速的監測，及時了解環境中重金屬的污染狀況及生態效應。

重金屬污染物毒性通常據總量測定法進行評價。然而并非重金屬的所有形態都會被生物吸收利用，用總量評價的生物毒性與實際生態效應存在較大差異，因此研究重金屬的形態對于了解其在環境中的行為和生物毒性至關重要[1]。目前有效形態分析已逐漸取代總量測定，成為研究環境中重金屬污染的主要方法[2]。值得關注的是，重金屬污染物在樣品采集、運輸和保存的過程中化學形態常因溫度、壓力、時間、含量等因素的影響而發生變化，使分析結果存在較大誤差。

為了避免上述因素對樣品的有效態產生影響，原位被動采樣技術應運而生。目前采用的原位被動采樣技術主要有透析裝置法[3]、伏安法[4]、薄膜擴散平衡技術(DET)[5]、薄膜擴散梯度技術(DGT)[6]等。相比于其他原位被動采樣技術，DGT技術的特點在于[7-9]：①具有形態選擇性，只能測定能夠透過擴散相并可以被結合相固定的可溶性形態，也叫做DGT有效態；②是一種時間綜合測定技術，所提供的被監測物質有效態濃度是在監測時間段內的平均濃度；③是一種動力學采樣技術，采樣期間在水凝膠中維持一定的濃度梯度，只與被監測物質的動力學性質和擴散相特性有關；④具有原位富集功能，可以把被監測物質積累在結合相上，尤其適用于痕量系統的原位富集；⑤對目標物的富集與生物對目標物的吸收機理相似，可用來模擬生物對待測物質的吸收機制，從而對污染物的生物有效性進行研究。

因此，DGT技術是目前研究水、土壤、沉積物中重金屬生物可利用性的一種有效評價方法[10]。

1 DGT技術

1.1 技術原理

DGT技術以菲克第一定律為理論基礎(圖1)[6]。圖中從左向右依次為結合相、擴散相和待測液，在待測液和擴散相(厚度為Δg，cm)之間會形成一個擴散邊界層(DBL，厚度為δcm，相對于Δg可忽略不計)，離子通過面積為A(cm2)的擴散相進行傳輸。在裝置放置時間t(s)內，特定金屬離子從擴散相到結合相的擴散量M(ng)可以由式(1)表達：

(1)

式中：D為游離金屬離子在擴散層的擴散系數，cm2/s；Cb為待測溶液中游離金屬離子的濃度，μg/L。

擴散相到結合相的擴散量可以通過原子發射光譜或原子吸收光譜測定得到，因此本體溶液中游離金屬離子濃度可以通過式(2)計算：

(2)

在一定溫度下，對于所使用的擴散相，Δg、D、A和t均為已知常數，M與Cb形成一元函數關系[11]。

圖1 DGT工作原理簡圖Fig.1 The simplified diagram of the principle of DGT

1.2 DGT裝置

DGT裝置由帶有開口的塑料外殼、濾膜、擴散層和結合相構成。根據結合相的物態可將DGT裝置分為固態結合相DGT裝置和液態結合相DGT裝置，固態結合相DGT裝置如圖2所示。

圖2 結合相為固態的DGT裝置圖[11]Fig.2 The instrument of DGT application with solid phase binding layer

液態結合相的DGT裝置如圖3所示，由底部帶有開口的外殼、液態結合相、滲析膜和橡膠墊組成。當裝置浸入水中，底部的開口是內外物質交換的唯一通道。新型DGT裝置與初始的裝置最大的不同不僅在于結合相的形態，還創新性的采用滲析膜作為擴散層。滲析膜具有良好的機械強度，并且在一定條件下可以保持物理、化學性質的穩定。因此，無需額外的纖維素膜的保護，其自身就起到了保護和限制大體積粒子通過的作用。

圖3 結合相為液態的新型DGT裝置簡圖[12]Fig.3 Schematic representation of the new DGT device with the liquid binding phase

目前，液態結合相的DGT技術還處于研究階段，未實現商品化。在環境介質中重金屬生物有效性監測時，仍以固態結合相的DGT技術為主。

1.2.1 濾膜

濾膜主要用來避免待測環境中的顆粒物進入DGT裝置，要求不能與待測物質發生物理或化學吸附。DGT裝置中常用的濾膜主要有聚醚砜膜(PES)、尼龍膜、混合纖維酯膜等。

1.2.2 擴散相

DGT擴散相具有控制基質中待測組分到結合相的擴散通量、限定可通過粒子粒徑、保護結合相使其不受外界環境影響等作用。擴散相的選擇一般要遵從以下原則：①孔徑要滿足實驗中選擇性擴散的需求；②不與待測離子反應；③使用過程中，擴散相的性質、結構不能發生變化。早期DGT裝置中的擴散相均為聚丙烯酰胺(PAM)[13-14]，但是隨著DGT技術研究的深入，研究人員發現PAM會與部分金屬離子發生配合反應，從而帶來測量誤差。隨后，滲析膜[15]、瓊脂薄膜[16]、色譜紙[17]、尼龍膜[18]、PES[19]、醋酸纖維膜(CAD)[20]等逐漸被用作擴散相。目前環境介質(水、土壤、沉積物)中重金屬生物有效態評價時常用瓊脂薄膜和滲析膜作為擴散相。

1.2.3 結合相

結合相是DGT裝置中至關重要的部分，是待測物結合能力、結合速度、結合容量的決定性因素，通過選擇不同的結合相，可以實現對待測物質的不同形態進行測定。離子螯合樹脂Chelex-100在復雜的環境下可準確測量Pb、Ni、Co、Zn等多種重金屬，且適用于較廣的酸度范圍，因而被選為最早的結合相[6]。隨著DGT技術的應用和進一步研究，發現磷酸纖維素(Cellphos)[23]不僅對Cd、Cu等重金屬離子具有很好的選擇性，在pH較低條件下還能保持較高洗脫效率，可以被選為替代Chelex-100的新結合相。目前，固態結合相種類繁多，除了上述的樹脂結合相，還有氧化物結合相[24-25]、改性硅膠結合相[26]、分子印跡結合相等[20]。

近年來，液態結合相的開發引起了學者們的廣泛關注。LI等[27]最早將苯乙烯磺酸溶液(PSS)作為DGT裝置的結合相，成功地測定了水環境中Cd、Cu的生物可利用性；隨后，FAN等[28]采用聚丙烯酸鈉溶液(PAAS)作為新的結合相，測定水體中有效態的Cd和Cu，提高了DGT裝置的準確性和精密度，并指出液態結合相的優勢主要在于：無需考慮機械強度，設備簡單，操作方便，免洗脫，提高了測量結果的準確性?，F階段液態結合相除PSS、PAAS外，還有聚乙烯亞胺(PEI)、羧甲基纖維素鈉(CMC)等。

目前的結合相大多僅適用于水環境中重金屬有效態的測定，而適用于土壤和沉積物中重金屬生物有效性測定的結合相還較缺少，常用于重金屬生物有效態監測的結合相列于表1。

表1 用于重金屬生物有效性監測的結合相及其測量對象與應用范圍Table 1 Binding phase for monitoring the bioavailability of heavy metals and its suitable objects and scope

2 DGT技術在環境重金屬監測中的應用

2.1 DGT技術在水體重金屬監測中的應用

固態結合相的DGT技術在水體重金屬生物有效性研究方面應用較為廣泛，不僅能測定As、Cd、Hg等常見重金屬污染物的生物有效性，還可以對環境中痕量Au進行富集，更是測定鐳、鈾等放射性金屬生物有效性的必要手段。

1994年，DAVISON等[6]介紹了DGT技術，并將其應用于海水中痕量金屬Zn濃度的測定，測定結果與電化學測量結果十分吻合，并指出原則上DGT技術可以應用于任何有機或無機擴散物總量的測定。

OMANOVIC等[51]采用傳統的DGT技術(Chelex-100為結合相、PAM為擴散相)研究匈牙利廢棄鉛鋅礦區河流中重金屬元素的生物可利用性，發現Zn、Cd、Ni、Co、Mn和U主要以不穩定的生物可利用的形式存在(大于元素含量的90%)，而Cu、Fe、Pb的不穩定成分含量較低，分別為42%、5%、12%。同時分析這些重金屬元素生物可利用性存在差異的原因：Cu與溶解的有機物(DOM)形成強絡合物，而Fe和Pb存在于膠體中。對DGT技術而言，其采集的生物有效態主要包括金屬的離子態、無機結合態和有機結合易解離態。

最近，PEDROBOM等[52]使用以Chelex-100為結合相的DGT技術研究礦場中處理過的酸性廢水中U的形態。發現DGT原位測定的U的形態主要有UO2OH+、UO2(OH)3-、UO2(OH)2(aq)、Ca2UO2(CO3)3(aq)、Ca2UO2(CO3)32-、UO2(CO3)22-和UO2(CO3)34-，這些形態與使用Visual MINTEQ軟件進行分析得到的形態相符，但在實驗室進行監測得到的結果與之差異較大，這表明U的化學性質活潑，離線分析時容易發生氧化還原反應，因而準確評估其形態時宜使用原位被動采樣技術。

大量研究表明，改進DGT的結合相，不僅可以拓寬DGT技術的適用范圍，其測定結果也更加可靠。

LI等[49]通過將亞鐵氰化銅(CFCN)固定在聚丙烯酸凝膠(PAA-CFCN)上，實現了DGT技術對Cs的特異性吸附。將該DGT裝置用于配制水和天然河水中低含量的133Cs和放射性137Cs的生物可利用性測定，所測得的Cs濃度與溶解的總Cs濃度一致，此外，將PAA-CFCN DGT與γ檢測器聯用還可以直接測定137Cs，為天然水體中Cs生物有效性的測定提供了有效手段。

對于天然水體中鐳的測定，常使用α射線法、γ射線法和ICP-MS法，但α射線法和γ射線法存在所需樣品量大的缺點，ICP-MS法又需要對樣品進行復雜的預處理，給水體中鐳的準確測定帶來了困難。LEERMAKERS等[53]采用以MnO2為結合相的DGT技術對比利時Winterbeek湖中的226Ra進行原位測定。水體中，上游與下游的226Ra含量分別為0.020、0.002 0 ng/L，由于歷史污染的存在，226Ra的最高含量出現在沉積物孔隙水中，高達0.50 ng/L。該DGT克服了上述3種方法的不足，為環境介質中226Ra的生物有效性測定提供了新方法。

LUCAS等[38]以活性炭凝膠作為DGT技術的新結合相，彌補了傳統DGT技術的不足，驗證其測定水體中Au有效態的可行性。研究發現該結合相結合Au(III)不僅速率滿足DGT技術的要求[37]、洗脫效率達98.7%、檢測限低至0.9 ng/L，還具有很好的選擇性，可以作為新的DGT結合相測定水體中的有效態Au。

傳統DGT裝置中的PAM擴散凝膠對甲基汞親和力高，甲基汞易被其吸附而影響測定結果的準確性。為了避免該問題，GAO等[39]采用瓊脂糖凝膠為擴散相，3-巰基丙基官能化樹脂凝膠為結合相的DGT裝置測定甲基汞的生物有效性。研究過程中發現該DGT裝置的適用pH范圍為3～8，且測定結果不受離子強度干擾，為水環境中甲基汞生物有效性的測定提供了更準確的方法。

FAN等[19]開發了以PES為擴散相，鎘離子印跡材料為結合相的新型DGT(PES/IIS-DGT)，將其用于天然河水、天然湖水、受鎘污染的地下水、未經處理的蝕刻廢水及未經處理的礦山廢水5種水樣中Cd(II)的生物有效性測定，并與鎘離子選擇電極(Cd-ISE)的測定結果對比。發現PES/IIS-DGT不僅可以準確測定水樣中的游離Cd(II)，還具有比Cd-ISE更低的檢出限，表明IIS作為結合相的DGT裝置可以成為Cd(II)離子的生物可利用性及毒性評估的有效工具。

孫琴等[54]采用新型DGT技術(以氧化鋯為結合相，Zr-oxide DGT)和傳統采樣技術2種方法，測定南京地表水中的As，并用SPSS 11.5軟件對2種技術的測定結果進行分析。發現使用這2種技術所獲得的水體中溶解態As的濃度之間差異不明顯(P>0.05)，而DGT法測定的相對誤差小于傳統的主動采樣法，因此Zr-oxide DGT是原位測定水體中As生物可利用性的一種可靠方法。

CHEN等[55]采用0.003 5 mol/L的PAAS作為DGT的液態結合相，測定不同水體中Ni的有效態。研究發現在僅含有游離金屬離子的溶液中Ni的回收率為97.36%，而當溶液中游離金屬離子與EDTA摩爾比為2∶1、1∶1和1∶2時，Ni的回收率分別為49.62%、0%、0%，這表明該DGT裝置測定的重金屬不包含有機絡合態，即只能測定無機金屬離子，這種形態也是植物可吸收利用的主要形態。PAAS-DGT可以作為評價水體中痕量重金屬生物可利用性的有效方法。

SUI等[43]采用CMC溶液為結合相的DGT裝置(CMC-DGT)測定水體中Pb(II)、Cd(II)和Cu(II)的有效態。在調節CMC溶液濃度(0.001 ～0.01 mol/L)時發現液態結合相具有效果最佳濃度：當CMC溶液為0.05 mol/L時，其對Pb(II)、Cd(II)和Cu(II)的累積容量達到最大，分別為0.45、0.11、0.24 mg/L，定量累積的pH范圍分別為4.7～8.0、4.7～9.0和3.7～8.0。實驗中還對比了CMC-DGT和PSS-DGT測得的有效態濃度，發現兩者之間差異較大，表明不同結合相的DGT裝置適用于不同植物對不同重金屬的生物有效性預測。

DGT技術是水體中重金屬生物有效性測定的可靠方法，采用不同結合相的DGT技術可以測定不同重金屬的生物有效性，是未來環境中污染物原位監測的重要手段。

2.2 DGT技術在土壤重金屬監測中的應用

DGT技術引入了一個動態概念，可以通過模擬植物或者其他生物對重金屬的吸收過程來研究重金屬生物有效性，所獲結果不僅反映靜態過程(土壤顆粒和土壤溶液)，還包括動態過程，這也是DGT技術異于其他測量方法的關鍵之處[56]。

為了更好地理解土壤、沉積物以及DGT界面的相互作用，HARPER等[57]建立了DIFS(DGT Induced Fluxes in Sediments and Soils)模型，該模型不僅包含R值(即CDGT與土壤溶液總濃度之間的比值，用來描述土壤溶液中重金屬被轉移或消耗時土壤顆粒物補充金屬的能力)，還嵌入了一對有關金屬在土壤顆粒物上吸附與解析反應的偏微分方程，改進后的DIFS模型還考慮了土壤(或沉積物)溶液對DGT的擴散補充。利用DIFS模型可以估算出重金屬在顆粒物與液相間的分配系數(Kdl)和反應時間(Tc)，這些參數對評估土壤中重金屬生物有效性具有重要意義。

王進進[58]通過DIFS模型對土壤中As遷移的動力學參數進行模擬，結果表明大多數土壤中As都具有較長的反應時間和較低的解析速率常數，說明在供試土壤中，土壤固相的再補給作用對土壤有效As的貢獻較小，而土壤孔隙水中As的供應是植物吸收As的主要控制過程。

GAO等[59]研究土壤中Ni的地球化學過程，采用DIFS模型對Ni的遷移動力學進行模擬，結果表明Ni從土壤固相向液相的補給能力較差(R<0.25)，且CE/Csol為14.04～49.96，即大部分Ni可能以固相形式與有機物形成配合物，從而降低了Ni的生物可利用性。

LUO等[60]通過種植Cd、Ni超積累植物，研究植物生長對土壤根際性質的影響，將DGT和DIFS模型結合，提供了關于根際土壤固、液相間交換動力學的關鍵信息。研究過程中發現Cd和Ni從固相到液相的補給速率在根際土壤中均有降低，對于Cd而言，其補給受限的主要原因在于植物生長后固相到液相的補給速率常數降低，但對于Ni而言，土壤固相中活性態Ni濃度的降低與補給速率常數共同限制了Ni的補給過程，這就表明金屬活性態在固相中庫的大小以及金屬從固相到液相的補給動力學對于金屬生物可利用性的評估具有重要意義。這些發現為植物修復的作用過程提供了新的機制觀點。

此外，為了考察DGT技術在測定重金屬生物有效態方面的可靠性，科研人員開展了大量DGT測定重金屬有效態濃度與動植物體內累積量間相關性的研究。

BADE等[61]嘗試用DGT代替蚯蚓作為土壤中重金屬生物攝取模擬技術，他們利用Chelex-100為結合相的DGT研究其適用性。在4種不同的土壤樣品中蚯蚓攝取的Zn、Cu、Pb與單室模型數據擬合的相關系數分別為0.641～0.990、0.728～0.953、0958～0.962，DGT累積的Zn、Cu、Pb與單室模型數據擬合的相關系數分別為0.800～0.993、0.473～0.993、0.920～0.998，并且DGT累積與蚯蚓在15 d內攝取吸收的重金屬量高度相關。此外DGT累積的金屬量(MDGT)與用PBET法(胃+腸)提取的總量吻合度良好，對于Pb、Zn和Cu的相關系數分別為0.913、0.850、0.649。DGT不僅可以作為蚯蚓重金屬攝取的生物模擬替代物，還能很好地預測土壤中Pb、Zn和Cu的生物可利用性。

高慧等[62]選取DGT技術和5種單一化學提取劑(HNO3、DTPA、NH4Ac、CaCl2、LMWOAs)作為植物吸收有效性評價方法，以馬鈴薯、白菜、玉米的可食用部分為研究對象，研究冶煉區重金屬復合污染土壤中Cd的生物有效性。6種方法所測土壤有效態Cd與作物可食用部分均表現出顯著正相關性(P<0.001 )，但Cd在植物體內傳輸距離較遠(玉米籽粒)的情況下，DGT技術測定結果的相關性明顯優于其他5種方法。

DAI等[63]將DGT技術與傳統的化學提取技術(土壤溶液、NaHCO3、NH4Cl、HCl和總砷法)進行了比較，測定中國15個省不同土壤中As的生物有效性與小白菜體內的As含量的相關性。幾種方法的測定結果與白菜體內As含量的相關性為DGT法>土壤溶液法> NaHCO3提取法>HCl提取法> NH4Cl提取法>總砷法，且傳統技術測得的植物體內As濃度與土壤As濃度之間的關系受pH和鐵氧化物的影響，而DGT技術的測定結果與土壤性質無關，可以用來評價不同土壤中重金屬生物有效性。

隨著DGT技術的不斷發展，其適用范圍也在不斷拓寬。NGO等[64]采用以TiO2為結合相的DGT技術及固相萃取法(SPE)研究污染土壤中As和Sb的生物可利用性。研究顯示，土壤中Sb的濃度遠高于As，但生物可利用性遠低于As，這表明在土壤中Sb的流動性低于As，且2種方法研究結果一致。該研究證明DGT技術可用于土壤中Sb生物可利用性的測定。

宋寧寧等[65]曾利用液態結合相的DGT技術考察了土壤中Pb的生物有效性，該工作中采用的結合相為PAAS。研究發現PAAS-DGT提取的Pb的有效態與桑樹葉中Pb含量的相關系數為0.86，且提取能力是Chelex-100 DGT的1.2～1.4倍。PAAS-DGT可為評價土壤中Pb生物可利用性提供一種新方法，同時拓展了液態結合相DGT技術的適用范圍。

2.3 DGT技術在沉積物重金屬監測中的應用

水體沉積物是眾多底棲生物的生存場所，是水生生態系統的重要組成部分。重金屬是沉積物中重要的污染物之一，具有毒性強、降解難、易被生物累積等特征，可以通過食物鏈富集放大，最終對人類健康和生態系統穩定構成莫大的威脅，對沉積物中的重金屬進行測定和控制顯得尤為重要。

由于DGT技術基于目標物擴散通量的測量原理，同時其內含的納米級孔徑的擴散層具有對目標物粒徑進行選擇的能力，當DGT技術應用于沉積物中時，其測量結果不僅體現了間隙水中污染物的濃度以及固相向液相的補給能力，同時也排除了沉積物間隙水中難以被生物直接利用的膠體的貢獻，使得DGT技術在沉積物中重金屬的生物有效性和遷移性研究中應用廣泛[66]。AMATO等[67]利用DGT技術研究了河口沉積物中重金屬的生物可利用性，并對毒性進行預測，GORNY等[68]采用DGT技術研究河流沉積物中As的生物可利用性。

范英宏等[69]采用傳統的DGT技術，對大遼河水系表層沉積物中Cu、Pb、Zn和Ni的生物有效性和遷移動力學進行研究，測得大遼河水系表層沉積物孔隙水中Cu、Pb、Zn和Ni濃度(CDGT)分別為0.07～9.01、0.49～6.89、11.93～65.11、0.04～9.15 ng/mL，與離心法測定的結果不具有相關性，離心法結果受樣品中膠體大小及有機質影響較大。DGT技術是模擬了生物擾動的情況下重金屬從固相到液相釋放的動力學過程，綜合考慮了pH、有機質、離子強度的影響，與離心法相比，能更加真實地反映沉積物中重金屬的生物有效性。

YIN等[70]采用傳統的DGT技術研究沉積物中Cd和Ni的生物可利用性?？疾霥GT和其他化學方法(如SEM-AVS法、形態順序提取法)的測定結果以及其與反應受體(富營養化湖泊中淡水螺體內含量)之間的相關性，Pearson相關分析發現3種測定方法之間相關性較差，所測得的Cd和Ni的形態不完全相同；然而DGT測定結果與淡水螺體內的含量具有高度相關性(P<0.05)，因此DGT技術才是預測沉積物中Cd、Ni生物可利用性的可靠方法。

GAO等[71]采用以Chelex-100為結合相的DGT技術分析三峽庫區支流沉積物中Sb的再分配。發現在沉積物-水界面的Sb存在濃度梯度，表層沉積物中CDGT-Sb低于上覆水，且存在相關性，沉積物中CDGT-Sb比CTotal-Sb低5個數量級。表明沉積物中Sb具有從上覆水擴散到沉積物的潛力，雖然沉積物中Sb總濃度較高，但是生物可利用性低。

DGT技術的高分辨率特性是其在研究沉積物中重金屬生物有效性和遷移性方面備受關注的另一重要原因，范英宏等[72]利用DGT高分辨率研究沉積物孔隙水中重金屬的釋放通量，研究結果表明，隨著沉積物中有機質的分解和鐵錳氧化物的還原，沉積物中有效態Cd和Cr的釋放呈增加趨勢。STAHL等[73]通過DGT技術的高分辨率特性證明了在沉積物中含有較高氧氣濃度的多毛目潛穴壁附近Cu和Pb的局部釋放。

水體沉積物中重金屬的生物有效性評價及毒性預測是一項十分復雜的工作，雖然DGT技術在這項工作中表現突出，但也有研究證明其在測定底棲生物對沉積物中重金屬的毒性反應時存在不確定性，如COSTELLO等[74]以無脊椎動物群落作為反應受體，采用Chelex樹脂為結合相的DGT技術，研究沉積物中Ni的生物可利用性時，發現DGT往往會高估生物可利用性的Ni。因此，未來的研究需要進一步證明DGT累積的重金屬是否都可以被生物吸收利用。

3 結論與展望

DGT技術可以實現對水體、土壤、沉積物中重金屬生物有效性的測定，已經成為最實用的原位被動采樣技術之一，具有巨大的發展潛力。然而DGT技術的應用依然存在局限性(如易受生物污染、適用條件有限等)，因此DGT技術未來還有很大的研究空間。

DGT技術的特點之一是采樣周期長，與之相隨的是生物污染問題，尤其是在中國目前的水環境條件下，擴散相和結合相極易受到污染，降低測定結果的準確性，如何將抗菌劑與擴散相和結合相有效地結合是DGT技術研究的一個新方向；在復雜的環境條件下，尤其是pH較高時，DGT難以對某些重金屬離子進行測定，這也使得開發適用范圍更廣的結合相成為DGT技術未來的研究重點。

此外，環境介質中污染物的生物地球化學行為主要包括污染物的來源、遷移、轉化、形態和生物有效性，利用DGT技術的形態選擇性和高分辨率特性研究環境介質中重金屬污染物的地球化學行為具有重要的應用價值。尋找可與DGT技術串聯使用的互補技術，也是提高DGT技術測量結果的準確性，拓寬DGT技術適用范圍的關鍵一步。