楊明，許麗英，宋雨，王新，賈永鋒

中國科學(xué)院沈陽應(yīng)用生態(tài)研究所中國科學(xué)院污染生態(tài)與環(huán)境工程重點實驗室，沈陽110016

我國土壤重金屬污染問題日益嚴重，與砷相關(guān)的土壤健康與環(huán)境安全問題逐漸受到廣泛關(guān)注。由于天然原因和礦冶行業(yè)發(fā)展等因素，目前我國南方地區(qū)如湖南、廣東、貴州和云南的某些地區(qū)土壤砷污染較為嚴重。如湖南郴州由于采礦和冶煉導(dǎo)致大面積農(nóng)作物砷含量超標，所出產(chǎn)的多種蔬菜砷含量達到7.9 ～16.6 mg·kg-1[1]，云南某舊礦區(qū)韭菜中砷含量甚至高達89.02 mg·kg-1[2]，砷含量超標的農(nóng)產(chǎn)物可直接對人和禽畜造成毒害。同時，土壤中的砷可經(jīng)由生物與化學(xué)因素的作用發(fā)生轉(zhuǎn)化或遷移，進而間接污染地下水。因此，土壤中砷的賦存形態(tài)變化與遷移轉(zhuǎn)化等環(huán)境行為成為學(xué)者廣泛關(guān)注的科學(xué)問題。

土壤砷污染的環(huán)境效應(yīng)與砷在土壤中的賦存形態(tài)及其遷移轉(zhuǎn)化過程密切相關(guān)。環(huán)境中的砷主要以+3 價的亞砷酸鹽和+5 價的砷酸鹽形式存在[3]。由于價態(tài)的不同，As(Ⅲ)和As(Ⅴ)的毒性和遷移性也存在差異。土壤中的砷主要與黏土礦物、鐵、鋁、錳氧化物礦物和有機質(zhì)等結(jié)合，厭氧微生物的活動強烈地影響土壤中砷的賦存形態(tài)及其地球化學(xué)過程。微生物對砷的直接還原作用以及對相應(yīng)固砷礦物的轉(zhuǎn)化都可引起砷的活化或釋放[4-8]，同時也會對砷在土壤中的結(jié)合形態(tài)產(chǎn)生影響，進而影響砷的生物有效性、環(huán)境行為及其在不同形態(tài)間的再分配。不少學(xué)者研究發(fā)現(xiàn)，土壤中砷的環(huán)境行為是由微生物對鐵和砷的還原作用調(diào)控的[9-11]。而厭氧條件下微生物還原作用亦可同步驅(qū)動硫元素的還原過程，砷與鐵的還原及后續(xù)發(fā)生的硫酸鹽還原過程相互交錯。硫酸鹽還原產(chǎn)生的S(-Ⅱ)與鐵還原產(chǎn)生的Fe(Ⅱ)可反應(yīng)形成各種鐵硫礦物(硫化亞鐵、砷黃鐵礦和黃鐵礦等)，在次生礦物沉淀的過程中游離態(tài)的砷可能經(jīng)由吸附或共沉淀作用被固持[12-13]。因此，厭氧微生物作用下土壤中砷的賦存形態(tài)也變得相當(dāng)復(fù)雜，目前針對微生物作用下土壤中As、Fe、S 還原過程中，砷的形態(tài)轉(zhuǎn)化與相應(yīng)鐵元素形態(tài)變化的動態(tài)過程，以及當(dāng)發(fā)生硫酸鹽還原反應(yīng)時，硫離子參與的砷、鐵二次固定過程中砷的賦存形態(tài)仍需進行系統(tǒng)深入的研究。

本研究主要利用清潔土壤負載砷，模擬土壤砷污染環(huán)境，采用不同的提取方法研究厭氧微生物作用下土壤中砷-鐵-硫的形態(tài)轉(zhuǎn)化及其在土壤礦物中的再分配過程，考察微生物驅(qū)動的砷、鐵和硫的還原過程中砷的還原與釋放過程，探討影響砷環(huán)境行為及歸趨的生物-化學(xué)機制，為土壤砷污染修復(fù)提供重要依據(jù)。

1 材料與方法(Materials and methods)

1.1 土壤砷的負載

土壤樣品采自沈陽張士污灌區(qū)0 ～20 cm 表層土，研磨過60 目篩。土壤消解后測得其砷、鐵的本底值為分別為10.7 和34 187.5 mg·kg-1。以1∶10 的固液比進行砷的負載(液體為7.2130 mg·L-1的Na3AsO4溶液)，恒溫搖床35℃、170 r·min-1，避光平衡24 h。4 800 r·min-1離心10 min，傾去上清液，用蒸餾水震蕩離心洗滌3 次固體，測液相中砷的殘留濃度，保存固體。負載后，土壤中總砷含量為82.4 mg·kg-1。

1.2 厭氧培養(yǎng)實驗

配制基礎(chǔ)鹽培養(yǎng)基(加硫體系)(MSM，g·L-1):KH2PO4，0.14;NH4Cl，0.25;KCl，0.5;CaCl2·2H2O，0.13;NaCl，1.0;MgCl2·6H2O，0.62;酵母提取物0.5;乳酸鈉2 mL·L-1;外加硫源，無水Na2SO4，10 mmol·L-1。用1 mol·L-1NaOH 調(diào)節(jié)pH 為7.0 ～7.2。

培養(yǎng)基采用無氧水配制，配制過程中采用氮氣保護以保證厭氧。在厭氧手套箱中，以1∶20 的固液比將培養(yǎng)基和載砷土壤加入到厭氧瓶中。非生物對照組加入培養(yǎng)基后121℃高壓滅菌20 min。將生物組和非生物對照組樣品放入搖床，35℃、170 r·min-1條件下恒溫避光培養(yǎng)，按一定的培養(yǎng)時間進行取樣。

取樣過程在厭氧手套箱中進行，樣品搖勻后取5 mL 培養(yǎng)液，0.22 μm 濾膜過濾。液相用于分析溶解態(tài)As(Ⅲ)、As(Ⅴ)、Fe(Ⅱ)和Fe(T)(總Fe)的濃度。濾后固體于4℃保存，用于后續(xù)鹽酸提取、磷酸鹽提取和酸揮發(fā)性硫化物的提取實驗。

1.3 鹽酸提取和磷酸鹽提取

將濾過固體置于厭氧瓶中加入1 mol·L-1HCl，170 r·min-1震蕩提取2 h，0.22 μm 濾膜過濾，濾液用于分析HCl 提取態(tài)As(Ⅲ)、As(Ⅴ)、Fe(Ⅱ)和Fe(T)含量。磷酸鹽提取態(tài)的砷采用1 mol·L-1KH2PO4/KOH(pH5)，35℃、170 r·min-1下恒溫振蕩提取18 h，0.22 μm 濾膜過濾，濾液用于分析磷酸鹽提取態(tài)的As(Ⅲ)和As(Ⅴ)含量。

1.4 酸揮發(fā)性硫化物的提取

酸揮發(fā)性硫化物采用1 mol·L-1HCl 提取[14]。將用0.22 μm 濾膜過濾后的固體放入配有帶孔膠塞的玻璃管中，加入1 mol·L-1HCl 提取1 h。氮氣吹掃(氮氣流速約為400 mL·min-1)，0.3 mol·L-1乙酸鋅和0.12 mol·L-1乙酸鈉混合液作為吸收液，采用三級吸收。吸收液用于測定酸揮發(fā)性硫化物含量。

1.5 分析方法

砷的形態(tài)測定[15]:總砷As(T)和As(Ⅲ)濃度采用原子熒光光譜儀(AFS-2202，北京海光公司)測定。其中，As(T)用體積分數(shù)為10%的預(yù)還原劑進行還原(5%硫脲和5%抗壞血酸混合液)，用鹽酸定容，反應(yīng)約10 h 后測定。As(Ⅲ)用0.4 mol·L-1的檸檬酸鈉-檸檬酸緩沖液(pH4.5)作為樣品稀釋液和載液，于4℃保存，48 h 內(nèi)測定。測定時，As(T)以鹽酸為載液，As(Ⅲ)以檸檬酸鈉-檸檬酸緩沖液為載液，含20 g·L-1KBH4和3 g·L-1NaOH的溶液作為還原劑進行測定。

總鐵Fe(T)采用原子吸收光譜法測定，F(xiàn)e(Ⅱ)采用鄰菲羅啉分光光度法于波長510 nm 處測定[16]。酸揮發(fā)性硫化物含量(AVS)采用亞甲基蘭比色法測定[14]。

2 結(jié)果(Results)

2.1 微生物作用下砷的釋放

在微生物作用下土壤固持的砷發(fā)生了明顯的還原、釋放及再固定過程。厭氧培養(yǎng)初期，在砷還原微生物作用下，土壤吸附的砷迅速發(fā)生還原和釋放(圖1)。當(dāng)培養(yǎng)實驗進行到24 h 時，砷的釋放量達到最大值，液相As(T)和As(Ⅲ)濃度分別為16.9 和15.5 μmol·L-1，其中As(Ⅲ)成為液相積累的砷的主要形態(tài)，約占液相總砷的91%以上。培養(yǎng)24 h 后液相積累的砷濃度迅速降低，液相中的砷幾乎全部被再次固定到固相中，培養(yǎng)終點時液相殘留的As(III)濃度僅為1.5 μmol·L-1。

非生物對照組實驗中也有部分砷溶出，但大多以As(V)形式存在，幾乎沒有As(III)釋放，這可能由于培養(yǎng)基中的乳酸鹽對砷具有一定的解吸附作用造成土壤負載砷的少量溶出[17]。盡管如此，微生物還原作用仍是導(dǎo)致砷在不同形態(tài)間轉(zhuǎn)化的根本因素。

圖1 液相中砷濃度隨時間的變化(ck:非生物對照組，下同)Fig.1 Variation of dissolved As concentration with incubation time(ck:abiotic control)

2.2 磷酸鹽提取態(tài)砷的形態(tài)分析

利用不同提取劑對土壤中不同形態(tài)的砷進行提取，可以直接反應(yīng)砷在固相中分配的變化。采用磷酸鹽提取土壤中以吸附態(tài)形式存在的砷[14]，研究微生物作用下吸附態(tài)砷在土壤中的形態(tài)轉(zhuǎn)化，以及微生物作用下不同形態(tài)砷在土壤中的動態(tài)分配。實驗中非生物對照組吸附態(tài)的As(Ⅴ)占土壤負載砷總量的48.8%左右。與之相比，在微生物還原過程中，生物組土壤中吸附態(tài)As(T)的比例呈現(xiàn)先降低后升高隨后再降低的過程。在培養(yǎng)的48 h 內(nèi)，吸附態(tài)的砷從45.3%降低到36.6%隨后迅速增加到42.0%(圖2A，表1)。這是由于在培養(yǎng)的24 h 內(nèi)，微生物的活動造成土壤負載的砷被迅速釋放進入液相，此時溶解態(tài)As(T)達到最大值(圖1)，在這個過程中吸附態(tài)的砷明顯降低。隨后被釋放的砷發(fā)生再吸附過程，并且這個過程一直延續(xù)到培養(yǎng)的48 h 左右(圖2A，表1)。厭氧培養(yǎng)48 h 后微生物組中磷酸鹽可提取的總砷量呈降低趨勢(圖2A)，從培養(yǎng)48 h 積累的0.50 mmol·kg-1下降到0.20 mmol·kg-1左右。培養(yǎng)結(jié)束時，微生物培養(yǎng)組中吸附態(tài)的砷相當(dāng)于非生物對照組的44.1%。

圖2 土壤中磷酸鹽提取態(tài)砷濃度隨時間的變化Fig.2 Variation of concentration of phosphateextracted As in soil with incubation time

與非生物對照組相比，吸附態(tài)的As(Ⅲ)含量在培養(yǎng)開始階段迅速升高48 h 時達到最大值，隨后穩(wěn)定在左右(圖2B)。而液相中的As(Ⅲ)含量在24 h 出現(xiàn)峰值，隨后迅速降低?？梢?，液相中As(Ⅲ)的去除，除了土壤礦物的沉淀、共沉淀作用，固相對As(Ⅲ)的再吸附作用也具有一定貢獻。

表1 厭氧微生物作用下體系中砷在固液兩相的分配比例Table 1 Distribution ratio of As in solid and aqueous phase under impact of anaerobic microbial activities

2.3 鹽酸提取態(tài)砷的形態(tài)分析

土壤中的鐵氧化物/氫氧化物是土壤固砷礦物中的重要組成部分。厭氧微生物的作用下，土壤礦物中的鐵很容易發(fā)生還原性溶解作用，其所固持的砷將發(fā)生二次釋放，同時砷的不同形態(tài)之間將發(fā)生相互轉(zhuǎn)化。利用不同提取劑提取可以表征相應(yīng)形態(tài)砷的轉(zhuǎn)化和再分配過程。鹽酸可提取態(tài)砷的形態(tài)主要包括鹽酸可溶解的無定形鐵錳氧化物、部分結(jié)晶度很差的鐵氧化物結(jié)合的砷，酸揮發(fā)性硫化物(AVS)吸附或共沉淀的砷[14]。本研究中非生物對照組土壤所負載的As(Ⅴ)總量中鹽酸可提取態(tài)的砷約占34%，其余66%為鹽酸不可提取的形態(tài)。生物培養(yǎng)過程中鹽酸可提取形態(tài)的比例隨著培養(yǎng)實驗的進行呈降低趨勢(圖3A，表1)。培養(yǎng)7 d(168 h)后土壤負載的砷大約有90%以上鹽酸無法提取，土壤中鹽酸可提取的總砷量從逐漸降低到0.050 mmol·kg-1。

圖3 土壤中鹽酸提取態(tài)砷隨時間的變化Fig.3 Variation of concentration of HCl-extracted As in soil with incubation time

在本研究中厭氧微生物作用下，固相中也明顯觀察到微生物對砷的還原作用，鹽酸提取態(tài)As(Ⅲ)含量在培養(yǎng)48 h 內(nèi)顯著增加，固相中鹽酸可提取的亞砷酸鹽積累的最大值約為0.075 mmol·kg-1，隨后的培養(yǎng)過程中，固相的砷發(fā)生再分配，鹽酸可提取的As(Ⅲ)逐漸降低，在培養(yǎng)結(jié)束時鹽酸提取態(tài)的As(Ⅲ)僅為而鹽酸提取態(tài)As(Ⅴ)含量隨時間變化一直呈現(xiàn)降低趨勢(圖3B)。這一過程表明固相中，鹽酸可提取的砷酸鹽部分被還原為亞砷酸鹽后再次轉(zhuǎn)化為其他鹽酸無法提取的形態(tài)。

2.4 微生物作用下溶解態(tài)鐵及鹽酸提取態(tài)鐵的分析

微生物驅(qū)動砷的形態(tài)轉(zhuǎn)化與再分配過程中伴隨著強烈的鐵的還原性溶解過程(圖4A 和4B)。培養(yǎng)實驗初期，液相溶解態(tài)Fe(Ⅱ)含量顯著增加，培養(yǎng)96 h 時液相積累的Fe(Ⅱ)含量達到此后，亞鐵離子迅速降低。而非生物對照組中液相積累的Fe(Ⅱ)沒有明顯變化。

微生物還原作用下固相中鹽酸可提取的Fe(T)比例和Fe(II)的比例也發(fā)生顯著變化。利用鹽酸提取土壤固相中的Fe(T)和Fe(II)，研究固相中固砷礦物的結(jié)構(gòu)變化及鐵的再分配過程。圖4B 的數(shù)據(jù)表明微生物作用造成了土壤固相中鐵的活化，微生物作用下鹽酸提取態(tài)Fe(T)的比例大大增加，培養(yǎng)168 h 后鹽酸可提取的Fe(T)達到約357.1 mmol·kg-1，約占土壤中總鐵的58.5%，與非生物對照相比增加了30.1%以上。固相中微生物還原產(chǎn)生Fe(Ⅱ)含量也隨著培養(yǎng)實驗的進行，開始階段迅速上升，168 h 后鹽酸提取態(tài)Fe(Ⅱ)含量達到125.0 mmol·kg-1?？梢娺€原生成的Fe(Ⅱ)只有很少一部分釋放到液相中，大部分仍保留在固相中。

圖4 液相和鹽酸提取態(tài)鐵濃度隨時間的變化Fig.4 Variation of concentration of dissolved Fe(A)and HCl-extracted Fe(B)with incubation time

2.5 微生物作用下酸揮發(fā)性硫化物(AVS)的分析

硫酸鹽微生物還原作用下產(chǎn)生硫離子可與體系中As(III)和Fe(Ⅱ)等離子結(jié)合而沉淀，因此硫酸鹽還原過程將顯著影響土壤中砷和鐵再分配過程。如圖5 所示，在培養(yǎng)實驗前期，生物組中酸揮發(fā)性硫化物(AVS)含量與對照組接近。培養(yǎng)進行至48 h 時固相中酸揮發(fā)性硫化物含量開始迅速增加，培養(yǎng)96 h已觀察到培養(yǎng)物顏色明顯變黑，當(dāng)培養(yǎng)168 h 后，酸揮發(fā)性硫化物的含量已經(jīng)達到從培養(yǎng)96 h 開始液相Fe(Ⅱ)迅速降低(圖4A)，鹽酸提取態(tài)Fe(Ⅱ)含量迅速增加(圖4B)，這一現(xiàn)象表明土壤固相中形成了鐵硫化合物，微生物還原所產(chǎn)生大量的Fe(Ⅱ)形成FeS 從而被固定。

圖5 酸揮發(fā)性硫化物(AVS)濃度隨時間的變化Fig.5 Variation of AVS concentration with incubation time

3 討論(Discussion)

3.1 微生物作用下土壤中砷的遷移

由于砷污染環(huán)境介質(zhì)的不同、礦物組成及微生物類群等差異，砷在土壤、沉積物等復(fù)雜環(huán)境中的環(huán)境行為與歸趨受到多種因素的綜合影響[4,7,11,18]，其中微生物還原作用也是導(dǎo)致砷活化進而釋放的主要因素[19-20]。一般認為，鐵的還原性溶解作用及直接的砷的微生物還原作用可導(dǎo)致鐵(氫)氧化物礦物所固定的砷發(fā)生活化[4,21]。在土壤等復(fù)雜環(huán)境介質(zhì)中，微生物還原作用可以同時驅(qū)動砷、鐵和硫等多種元素的形態(tài)轉(zhuǎn)化，土壤礦物組成極其復(fù)雜，因此砷形態(tài)轉(zhuǎn)化與遷移過程與次生礦物組成與形態(tài)密切相關(guān)[18]。

由圖1 和圖2 的數(shù)據(jù)可知，在培養(yǎng)48 h 內(nèi)微生物還原作用下土壤負載的砷發(fā)生了迅速的還原釋放和再固定過程，As(Ⅲ)為液相積累砷的主要形態(tài)。從培養(yǎng)24 h 液相積累砷的最大量到培養(yǎng)48 h 后液相砷濃度下降到最低，液相減少的砷主要為As(Ⅲ)，其總量相當(dāng)于土壤負載砷總量的23.8%。培養(yǎng)初期吸附態(tài)As(III)保持增加，總增加量當(dāng)于土壤負載砷總量的15.7%。其中培養(yǎng)24 h 內(nèi)吸附態(tài)As(III)和釋放的As(III)的增加保持同步，說明砷還原釋放過程中產(chǎn)生的As(III)已經(jīng)發(fā)生吸附(約占負載總砷的9.5%)，而培養(yǎng)24 h 后液相As(III)迅速降低過程中吸附態(tài)As(III)仍保持增加，液相較少的As(III)中也有約6.2%的As(III)被礦物二次吸附，另外，17.6%的溶解態(tài)As(III)轉(zhuǎn)化為其他形態(tài)。因此固相對砷的再吸附作用是液相中砷含量降低的原因之一。

吸附態(tài)的總砷在培養(yǎng)過程中也發(fā)生了遷移轉(zhuǎn)化。培養(yǎng)前的吸附態(tài)砷總量(負載砷形態(tài)為As(V))約占負載砷總量的45.3%(表1)到培養(yǎng)結(jié)束時吸附態(tài)的砷總量降低到22.0%。其中約有15.7%的砷為As(III)，約有5.3%的As(V)?？梢?0%以上吸附態(tài)的砷被轉(zhuǎn)化為其他形態(tài)。采用鹽酸提取土壤中鐵氧化物類礦物固持的砷(圖3)可看出生物培養(yǎng)組中鹽酸可提取態(tài)砷的比例也隨著培養(yǎng)實驗的進行呈降低趨勢。培養(yǎng)7 d(168 h)后土壤負載的砷大約有90%以上鹽酸無法提取。這一過程表明，固相中的鹽酸可提取的砷酸鹽部分被還原為亞砷酸鹽后再次轉(zhuǎn)化為其他鹽酸無法提取的形態(tài)。這一部分可能轉(zhuǎn)化為與結(jié)晶的鐵氧化物結(jié)合的砷，硫化物礦物沉淀或共沉淀的砷，如砷的硫化物礦物雄黃、雌黃等，或者鐵硫共還原過程中次生黃鐵礦結(jié)合的砷等這類更加穩(wěn)定的賦存形態(tài)。

3.2 微生物作用下土壤中鐵形態(tài)轉(zhuǎn)化與砷再分配的關(guān)聯(lián)

土壤中含鐵礦物(如鐵氧化物/氫氧化物)對砷的固持具有重要的作用，因此微生物對鐵的還原作用以及由鐵的還原導(dǎo)致的載砷礦物賦存形態(tài)與組成結(jié)構(gòu)的變化都將嚴重影響砷在土壤中的再分配過程。在厭氧培養(yǎng)實驗中，與非生物對照組相比，溶解態(tài)Fe(Ⅱ)含量在96 h 達到最大值隨后迅速降低，而非生物對照組中液相積累的Fe(Ⅱ)沒有明顯變化?？梢婓w系中微生物作用引起了土壤礦物中的鐵氧化物或氫氧化物等發(fā)生了還原性溶解，隨后被再次固持，在鐵的溶解和二次固定過程中土壤固砷礦物基質(zhì)的形態(tài)發(fā)生改變，也就是次生礦物對砷的吸附能力降低，這很可能是導(dǎo)致土壤固持的砷發(fā)生釋放或活化的重要原因。

微生物還原作用下土壤固砷礦物基質(zhì)的形態(tài)發(fā)生改變同樣造成了土壤固相中鐵的活化。與非生物對照相比鹽酸可提取的總鐵量增加了30.1%。固相中鹽酸可提取的Fe(Ⅱ)已達到125.0 mmol·kg-1，約占土壤總鐵的20.5%，還原產(chǎn)生的Fe(II)大部分仍固持在固相中。鹽酸提取態(tài)Fe(T)中鹽酸提取態(tài)Fe(III)約占38.0%，當(dāng)微生物還原產(chǎn)生的Fe(II)吸附在未被還原的Fe(III)礦物表面，以減緩Fe(Ⅱ)的釋放，此時會形成新生的混合價態(tài)鐵氧化物礦物，如Fe3O4或者綠銹等混合價態(tài)的亞鐵礦物[5-6]，也可參與固定部分砷。

此外，微生物的硫化作用產(chǎn)物HS-同樣會促進鐵氧化物/氫氧化物的還原與轉(zhuǎn)化。體系培養(yǎng)168 h后，固相中檢測到酸揮發(fā)性硫化物的含量已經(jīng)達到10.3 mmol·kg-1。此時液相Fe(Ⅱ)迅速降低(圖4A)，鹽酸提取態(tài)Fe(Ⅱ)含量迅速增加(圖4B)，可見固相中也存在部分的硫化亞鐵，硫離子的存在使液相中溶解的Fe(Ⅱ)的量保持在很低水平。一般認為，新生成的FeS、磁鐵礦等次生礦物可以通過吸附、包裹、沉淀或共沉淀等方式固持部分砷，作為鹽酸可提取的砷形態(tài)中的一個組分。然而本研究采集的土壤培養(yǎng)結(jié)果看，土壤礦物的結(jié)構(gòu)轉(zhuǎn)化帶來的主要影響仍為砷的活化，與土壤的二次吸附相比次生礦物對砷二次固持的貢獻并不大。而且培養(yǎng)后期也逐漸降低，可見這部分礦物固持的As(III)也發(fā)生了遷移。由于新生的無定形FeS 將逐漸發(fā)生老化并向黃鐵礦(FeS2)轉(zhuǎn)化，這一過程，被結(jié)合或包裹的砷將變得更加穩(wěn)定，成為鹽酸不可提取的形態(tài)。然而目前對于天然復(fù)雜體系中無定形硫化亞鐵向黃鐵礦的轉(zhuǎn)化過程的研究還不多，這一過程仍需進行深入研究。

綜上可見，微生物作用下土壤中的鐵迅速還原釋放后被再次固持，其形態(tài)逐漸從結(jié)晶的氧化物礦物轉(zhuǎn)化弱結(jié)晶或非結(jié)晶的形態(tài)，亞鐵型礦物在土壤中的分配比例逐漸增加，這是導(dǎo)致土壤中砷在不同形態(tài)間再分配的重要因素。

3.3 微生物作用下AVS 與砷再分配的關(guān)聯(lián)

厭氧微生物的驅(qū)動下，除了發(fā)生砷和鐵的還原過程，通常伴隨著硫的還原過程。硫酸鹽還原作用產(chǎn)生的硫化氫與還原產(chǎn)生的二價鐵或亞砷酸鹽相結(jié)合產(chǎn)生鐵或砷的硫化物。形成硫化亞鐵沉淀時可以同時沉淀或共沉淀體系中釋放的砷酸鹽和亞砷酸鹽。由于硫化亞鐵等酸揮發(fā)性硫化物對重金屬離子的固持具有很重要的作用[22]，因此硫酸鹽還原過程對砷的環(huán)境行為具有強烈影響，并且可在很大程度上干擾控砷的再分配過程。

本研究中厭氧微生物作用下土壤負載的砷發(fā)生了還原、釋放以及再次固定，通過分離分析溶解態(tài)、磷酸鹽提取態(tài)和鹽酸提取態(tài)的砷發(fā)現(xiàn)，二次固定的砷僅有少部分進入吸附態(tài)以及無定形鐵氧化物和硫化亞鐵結(jié)合形態(tài)，因此砷的形態(tài)可能被轉(zhuǎn)化為其他更穩(wěn)定的形態(tài)。實驗在培養(yǎng)過程中檢測了固相中酸揮發(fā)性硫化物的含量隨著培養(yǎng)時間的變化。數(shù)據(jù)表明，硫離子控制著液相鐵和砷的量。體系產(chǎn)生的酸揮發(fā)性硫化物的量越多，砷的釋放量越少。由于培養(yǎng)的24 h 后釋放的As(III)的量已高達15.5 μmol·L-1，此刻極少的溶解態(tài)S2-即可形成砷的硫化物沉淀砷。

根據(jù)體系中檢測的溶解態(tài)硫離子和亞砷酸鹽濃度計算的離子積KIAP，48 h 后Log KIAP＞Log Ksp(As2S3約為10-64.6)[23];48 h 時S(-Ⅱ)和As(Ⅲ)平衡濃度分別為319.0 和304.9 μg·L-1)，因此很可能在強烈硫酸鹽還原條件下砷以硫化物形態(tài)被二次固持，成為鹽酸不可提取的形態(tài)。在其他學(xué)者的研究中也發(fā)現(xiàn)在硫酸含量充足的體系中，微生物作用下產(chǎn)生的S(-Ⅱ)會與As(Ⅲ)作用，生成大量的砷硫化物沉淀固定As(Ⅲ)[23-25]。土壤中硫酸鹽還原作用可以調(diào)控液相中亞鐵離子的釋放量，并促進砷的固定。但新生的砷的硫化物需要光譜學(xué)數(shù)據(jù)進一步加以證實。

可見土壤微生物作用驅(qū)動的鐵、砷和硫的還原過程中，土壤中砷的形態(tài)轉(zhuǎn)化與二次分配過程是由微生物作用和化學(xué)機制共同控制。微生物還原作用造成了土壤所固定的砷的活化或釋放，在次生礦物沉淀過程中活化或釋放的砷被二次固定。這些過程中土壤負載的砷，其形態(tài)從溶解態(tài)、吸附態(tài)及鐵氧化物結(jié)合態(tài)逐漸被轉(zhuǎn)化為更穩(wěn)定的硫化物結(jié)合態(tài)。

賈永鋒(1964—)，男，博士，研究員，國家杰出青年科學(xué)基金獲得者，主要研究方向為重金屬生物地球化學(xué)循環(huán)過程與污染控制。

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