外源As(III)和DMA在土壤中轉(zhuǎn)化過程的研究

高 雪，劉國一，譚海運(yùn)*，侯亞紅，任 清

(1.省部共建青稞和牦牛種質(zhì)資源與遺傳改良國家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室/西藏自治區(qū)農(nóng)牧科學(xué)院農(nóng)業(yè)資源與環(huán)境研究所，西藏 拉薩 850000；2.西藏日喀則市拉孜縣農(nóng)牧綜合服務(wù)中心，西藏 日喀則 850000)

砷是一種有毒的類金屬元素，可通過土壤進(jìn)入農(nóng)作物再進(jìn)入人體，從而對(duì)身體造成危害[1]。植物對(duì)砷的吸收量主要取決于土壤溶液中砷的化學(xué)形態(tài)和有效砷含量[2]。外源砷進(jìn)入土壤后，一小部分溶解在土壤溶液中，一部分吸附在土壤膠體上，大部分轉(zhuǎn)化為難溶性砷化物[3]。土壤性質(zhì)對(duì)土壤重金屬形態(tài)及有效性需要進(jìn)行深入探討。基于此，本文選取As(III)和DMA代表無機(jī)砷和有機(jī)砷，采用土壤培養(yǎng)的方法，研究了As(III)和DMA進(jìn)入土壤后砷化學(xué)價(jià)態(tài)和有效態(tài)隨時(shí)間的變化，試圖闡明在一個(gè)相當(dāng)長的時(shí)間內(nèi)砷進(jìn)入土壤后發(fā)生的形態(tài)變化規(guī)律。

1 材料與方法

1.1 供試土壤

試驗(yàn)所用土壤采自西藏自治區(qū)農(nóng)牧科院農(nóng)業(yè)資源與環(huán)境研究所四號(hào)試驗(yàn)地0～20 cm土壤，地理位置為：91°2′31″E， 29°38′34″N，海拔高度約為3662 m。土壤具體理化性質(zhì)詳見表1。

1.2 試驗(yàn)方法

將NaAsO2[As(III)]、(CH3)2AsO4Na·3H2O[DMA]溶液加入土壤中，使土壤中砷的濃度為50 mg·kg-1，不加砷的作為對(duì)照處理，將供試土壤手工混合均勻，并使土壤含水量保持在土壤最大田間持水量的70 %，將添加As(III)和DMA的土壤250 g添放于200 mL的燒杯中，然后蓋上Parafilm封口膜(封口膜上扎九個(gè)針眼大小的小孔)，放入恒溫恒濕箱中，溫度保持在(25±0.5)℃，濕度控制在70%，3個(gè)處理[As(III)、DMA、CK]重復(fù)3次，每隔一天用稱量法補(bǔ)充水分、使土壤含水量保持相對(duì)穩(wěn)定。培養(yǎng)至1、3、7、15、30、60、90、120 d時(shí)分別采集土樣，樣品經(jīng)風(fēng)干、過篩后，利用HG-AFS法測(cè)定有效態(tài)砷含量，利用HPLC-HG-AFS測(cè)定不同化學(xué)價(jià)態(tài)的砷含量。

表1 供試土壤的理化性質(zhì)

1.3 樣品測(cè)定方法

1.3.1 土壤水溶液中各形態(tài)砷的測(cè)定 本試驗(yàn)采用和秋紅等[4]改進(jìn)的方法進(jìn)行測(cè)定土壤水溶液化學(xué)形態(tài)的砷含量。向50 mL的離心管中加入相當(dāng)于0.5 g烘干土重的新鮮土樣，再加入10 mL超純水，先用超聲波震蕩儀震蕩30 min，然后再用8000 r/min轉(zhuǎn)速的離心機(jī)離心3 min，重復(fù)此過程3次，最后將提取液混合均勻，過0.22 μm濾膜，上機(jī)測(cè)定[5]。

1.3.2 土壤有效態(tài)砷的測(cè)定[6]稱取過2 mm篩的風(fēng)干土樣5.00 g于100 mL離心管中，加入50 mL 0.5 mol·L-1的NaHCO3溶液，震蕩2 h，離心過濾測(cè)定。

1.3.3 其他土壤理化性質(zhì)的測(cè)定 土壤粒徑組成、pH、土壤有機(jī)碳、土壤總磷、土壤中無定形鐵鋁錳氧化物含量、土壤游離鐵鋁錳含量用常規(guī)方法測(cè)定[6-7]；CEC用Sparks的方法測(cè)定[8]，土壤有效磷用NaHCO3提取法測(cè)定[9]，國標(biāo)法測(cè)定土壤總砷[10]。

2 結(jié)果與分析

2.1 土壤砷化學(xué)價(jià)態(tài)隨時(shí)間的變化研究

2.1.1 加入As(III)后土壤砷價(jià)態(tài)的變化 加入As(III)后1～120 d土壤中砷化學(xué)價(jià)態(tài)的變化(圖1)。結(jié)果表明，隨著As(III)加入時(shí)間的延長，As(III)含量呈下降趨勢(shì)并轉(zhuǎn)化為As(V)。在培養(yǎng)1～7 d內(nèi)，As(III)含量顯著下降，下降了17.47 mg·kg-1，7～60 d內(nèi)緩慢下降，90 d后就檢測(cè)不到As(III)的存在。土壤中As(V)在1～30 d快速增加，從0 mg·kg-1增加至17.83 mg·kg-1，然后緩慢下降，至90 d后基本維持不變的趨勢(shì)。在1～120 d內(nèi)無機(jī)態(tài)砷總量(As(III) + As(V))整體呈現(xiàn)出減少趨勢(shì)，共減少了14.09 mg·kg-1。

圖1 添加As(III)后土壤砷價(jià)態(tài)的變化Fig.1 Variation of the percentage of available As in total arsenic of soil during the aging period with As(III)

在本研究相對(duì)好氣的條件下，添加到土壤中的As(III)可逐步轉(zhuǎn)化為As(V)，使得土壤中As(V)的含量逐漸增加。研究發(fā)現(xiàn)，As(III)在土壤中的氧化過程受多種因素的影響，如土壤濕度、溫度、微生物的數(shù)量和活性以及pH等[11]，本試驗(yàn)條件下土壤水分含量為最大田間持水量的70 %時(shí)，土壤處于氧化狀態(tài)，As(III)容易被氧化為As(V)。

2.1.2 加入DMA后土壤砷價(jià)態(tài)的變化 由圖2可知，在1～120 d內(nèi)，DMA加入土壤后檢測(cè)到了DMA和As(V)。在60 d后檢測(cè)到MMA(一甲基砷)的存在，但在90 d后MMA含量逐漸減少，120 d后消失。在1～15 d內(nèi)As(V)含量先迅速增加8.03 mg·kg-1，隨后緩慢下降再趨于穩(wěn)定，As(V)是DMA轉(zhuǎn)化的主要形態(tài)。90 d時(shí)DMA含量為0.32 mg·kg-1，120 d時(shí)DMA含量為0 mg·kg-1，DMA在90～120 d之間在土壤中完全轉(zhuǎn)化。

圖2 添加DMA后土壤砷價(jià)態(tài)的變化Fig.2 Variation of the percentage of available As in total arsenic of soil during the aging period with DMA

表2 添加As(III)、DMA不同培養(yǎng)時(shí)間下土壤有效態(tài)砷百分含量與土壤性質(zhì)的相關(guān)性

注：C1：第1天有效態(tài)含量; C120：培養(yǎng)第120天有效態(tài)含量; * ：P<0.05顯著差異性水平; ** ：P<0.01極顯著差異性水平;pH：pH of the soil; SOM：有機(jī)質(zhì); CEC：土壤陽離子交換量；Fed/Ald/Mnd：游離鐵，鋁，錳氧化物含量; Feo/Alo/Mno：無定形鐵，鋁，錳氧化物含量。

圖3 加入As(III)和DMA后土壤有效態(tài)砷占總砷比例的變化Fig.3 Changes of the proportion of available arsenic to total arsenic in soil with the addition of exogenous As(III) and DMA

2.2 土壤有效態(tài)砷隨時(shí)間的變化研究

2.2.1 加入As(III)和DMA后土壤有效態(tài)砷的變化 向土壤中添加As(III)和DMA后，在1～120 d內(nèi)土壤有效態(tài)砷百分含量總體呈現(xiàn)下降趨勢(shì)(圖3)。在1～7 d內(nèi)土壤有效態(tài)砷百分含量先增加，7 d后開始緩慢下降，90 d后基本達(dá)到平衡。

2.2.2 土壤理化性質(zhì)對(duì)As(III)和DMA土壤有效態(tài)砷含量的影響 本試驗(yàn)研究了土壤理化性質(zhì)分別對(duì)As(III)和DMA土壤有效態(tài)砷含量的影響，對(duì)供試土壤的理化性質(zhì)指標(biāo)與土壤中有效態(tài)砷百分含量進(jìn)行相關(guān)分析后發(fā)現(xiàn)(表2)：添加As(III)的土壤，有效態(tài)砷百分含量與pH值呈極顯著正相關(guān)(P<0.01)，而與SOM、Ald、Feo呈極顯著負(fù)相關(guān)關(guān)系(P<0.01)，與Alo呈顯著負(fù)相關(guān)關(guān)系(P<0.05)。添加DMA的土壤，土壤有效態(tài)砷的百分含量與無Feo和Alo呈極顯著負(fù)相關(guān)(P<0.01)，與Fed、Mnd和Mno呈顯著負(fù)相關(guān)(P<0.05)；而與土壤pH、有機(jī)質(zhì)沒有相關(guān)性。

3 討論與結(jié)論

當(dāng)As(III)和DMA加入土壤后會(huì)發(fā)生一系列的物理化學(xué)反應(yīng)，可被土壤膠體吸附[12]，使得進(jìn)入As(III)和DMA含量在第1天急劇下降，在較短的時(shí)期內(nèi)完成固-液分配及表面吸附，隨著時(shí)間的逐漸延長與土壤礦物顆粒結(jié)構(gòu)合并、擴(kuò)散到礦物晶層內(nèi)部空隙，形成沉淀、礦物表面氧化以及與固相成分形成配合物等過程，使砷的有效性逐漸降低[13]。

本研究表明，As(III)進(jìn)入土壤后主要轉(zhuǎn)變?yōu)锳s(V)；DMA發(fā)生了脫甲基化作用，轉(zhuǎn)化為As(V)，土壤有效態(tài)砷的含量呈降低趨勢(shì)。影響As(III)和DMA土壤有效態(tài)的因素有較大差異，pH、有機(jī)質(zhì)及鐵鋁錳氧化物是影響As(III)在土壤中轉(zhuǎn)化過程的主要因素，而DMA在土壤中的轉(zhuǎn)化只受鐵鋁錳氧化物的影響。