王 俊，王青清，魏世強(qiáng)*

（1.西南大學(xué)資源環(huán)境學(xué)院，重慶 400716；2.重慶市農(nóng)業(yè)資源與環(huán)境研究重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，重慶 400716；3.三峽庫區(qū)生態(tài)環(huán)境教育部重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，重慶 400716）

腐植酸對(duì)土壤砷化學(xué)形態(tài)及生物可給性的影響

王 俊1，2，3，王青清1，2，3，魏世強(qiáng)1，2，3*

（1.西南大學(xué)資源環(huán)境學(xué)院，重慶 400716；2.重慶市農(nóng)業(yè)資源與環(huán)境研究重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，重慶 400716；3.三峽庫區(qū)生態(tài)環(huán)境教育部重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，重慶 400716）

利用in vitro方法研究了腐植酸（HAs）的兩種活性組分——富里酸（FA）和胡敏酸（HA）及其不同比例（HA/FA）對(duì)土壤As在胃與小腸階段生物可給性的影響，分析了As的生物可給性與HAs影響下As形態(tài)轉(zhuǎn)化的關(guān)系。結(jié)果表明：在添加量≤1%C時(shí)FA和HA均可提高交換態(tài)As的分配比例，F(xiàn)A能顯著促進(jìn)土壤As由鋁型As和鐵型As向殘?jiān)鼞B(tài)As轉(zhuǎn)化，且隨用量的增加轉(zhuǎn)化作用增強(qiáng)，而HA的這種作用強(qiáng)度較弱，在HA添加量為5%C時(shí)甚至表現(xiàn)出相反的作用；FA和含3%C的HA處理顯著增加了土壤As胃階段生物可給性，F(xiàn)A和HA均顯著增加了土壤As腸階段生物可給性；HAs添加總量為1%C時(shí)，不同HA/FA的HAs均增加了土壤As的生物可給性，HA/FA為5/5時(shí)胃腸生物可給性最大，HA/FA為7/3時(shí)腸階段生物可給性最?。籋As對(duì)土壤As生物可給性的影響與其影響As形態(tài)分布密切相關(guān)，在胃階段對(duì)土壤生物可給性As具有顯著影響的形態(tài)是交換態(tài)As和鈣型As，單位交換態(tài)As對(duì)生物可給性As的貢獻(xiàn)比鈣型As大，在腸階段對(duì)生物可給性As影響顯著的是鈣型As。

腐植酸；生物可給性；砷；形態(tài)；胡敏酸；富里酸

As（砷）作為一種典型的類重金屬污染物，其污染狀況越來越受到人們的關(guān)注，我國是受As污染最為嚴(yán)重的國家之一[1-2]。食物鏈傳遞是土壤重金屬進(jìn)入人體的主要途徑[3]，由于人類對(duì)食物鏈途徑的有效控制，無意經(jīng)口部直接攝入的土壤重金屬的比例越來越高，城市或場地污染土壤甚至可能成為主要來源[4-5]，即使是農(nóng)田土壤，農(nóng)事活動(dòng)也會(huì)導(dǎo)致人類對(duì)重金屬污染土壤的直接暴露。因此，研究并闡明土壤重金屬對(duì)人群的直接暴露風(fēng)險(xiǎn)具有重要意義。土壤重金屬直接暴露對(duì)人群的健康風(fēng)險(xiǎn)不僅與其總量有關(guān)，更重要的是取決于其在胃腸環(huán)境中的溶出能力，這部分可溶出的重金屬常用生物可給性表征[6]。目前，用于土壤重金屬的生物可給性研究常用的方法有體內(nèi)（活體）實(shí)驗(yàn)（in vivo）和體外試驗(yàn)（in vitro）[7-8]。In vitro體外模擬法是指向體外模擬胃腸環(huán)境中投加一定量的試驗(yàn)土壤，模擬人體腸胃環(huán)境對(duì)土壤重金屬的吸收，如PBET（Physi ologicallyBasedExtractionTest）、SBET（SimpleBioavail ability Extraction Test）、IVG（In Vitro Gastrointestinal）等方法。由于in vitro方法具有分析結(jié)果相對(duì)準(zhǔn)確可靠、設(shè)計(jì)簡單、試驗(yàn)快速、費(fèi)用較低、可控性強(qiáng)的優(yōu)點(diǎn)，正逐步成為研究重金屬生物可給性的重要方法之一[9]，并被許多國家用于污染土壤的風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)[10-11]，但不同的in vitro方法得到的結(jié)果存在差異[12]。Ruby等[13]最先提出用PBET方法獲取土壤重金屬的生物可給性，并證明其與活體試驗(yàn)具有很好的相關(guān)性，該方法主要用于土壤Pb的生物可給性的預(yù)測(cè)[14]。Rodriguez等[15]建立了IVG方法，將其用于測(cè)定土壤中As的生物可給性，并對(duì)其展開了深入的研究[16-17]，結(jié)果表明IVG體外模擬胃和小腸階段的As生物可給性均與動(dòng)物活體實(shí)驗(yàn)As的生物利用度具有顯著的相關(guān)性。

土壤重金屬的生物可給性與其化學(xué)形態(tài)密切相關(guān)[18-19]，利用分級(jí)提取法測(cè)定重金屬形態(tài)變化指標(biāo)是評(píng)價(jià)土壤修復(fù)效果的重要途徑[20-21]。近年來，通過施用有機(jī)物料來修復(fù)土壤重金屬污染受到廣泛關(guān)注。有研究表明有機(jī)質(zhì)（物料）可以降低土壤重金屬活性，如Covelo等[22]發(fā)現(xiàn)有機(jī)物可通過吸附、螯合等作用固定重金屬，從而降低土壤重金屬的有效性；向猛等[20]認(rèn)為堆肥可以使土壤As的生物可給性降低。HAs（腐植酸）廣泛存在于自然環(huán)境，同時(shí)也是有機(jī)物料的主要成分，其中的HA（胡敏酸）和FA（富里酸）是影響土壤重金屬形態(tài)和活性的關(guān)鍵活性組分。HA和FA含量及HA/FA比因有機(jī)物料來源、腐殖化程度的不同而異[23]，對(duì)土壤中As的生物有效性的影響方向和程度勢(shì)必會(huì)有很大差異。HAs對(duì)土壤中As的植物有效性的影響已受到關(guān)注，考慮到As對(duì)人體的直接暴露風(fēng)險(xiǎn)，HAs對(duì)土壤As人體生物可給性的影響研究尚有待加強(qiáng)。本文擬探討HAs活性組分含量和比例（HA/FA比）對(duì)As的生物可給性的影響，并分析土壤As生物可給性與As在土壤中賦存形態(tài)的關(guān)系，以期深入了解有機(jī)物料影響土壤As活性的效應(yīng)和機(jī)制，為利用有機(jī)物料修復(fù)As污染土壤及對(duì)土壤As污染進(jìn)行人體健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)提供科學(xué)依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 供試材料

1.1.1 供試土壤

供試土壤為西南地區(qū)廣泛分布的紫色土——灰棕紫泥，采自重慶市涪陵區(qū)清溪鎮(zhèn)雙龍村（107°31′37″E，29°51′30″N）。采集表層0～20 cm的土壤，去除礫石及植物殘?bào)w，經(jīng)自然風(fēng)干后，磨細(xì)過2 mm標(biāo)準(zhǔn)篩備用。土壤基本性質(zhì)見表1。參照《土壤農(nóng)化分析》[24]，土壤pH值采用1∶2.5的土水比，pH計(jì)測(cè)定；有機(jī)質(zhì)用重鉻酸鉀容量法，CEC用醋酸銨淋洗法，總Fe用鄰菲啰啉比色法，總Al用鋁試劑比色法，總Ca用原子吸收法測(cè)定；總As用硝酸-硫酸-高氯酸消解，二乙基二硫代氨基甲酸銀分光光度法（Ag-DDC法）測(cè)定。該土壤所含有機(jī)質(zhì)較為匱乏，有利于分析外源HAs的作用和效應(yīng)。

1.1.2 供試HAs

試驗(yàn)所用HAs為商品HAs。其中，HA購于天津光復(fù)精細(xì)化工研究所，樣品含碳量為41.21%，灰分含量占10%，水分含量＜8%；FA購于上海笛柏化學(xué)品技術(shù)有限公司，含碳量為29.29%，灰分含量占4%，水分含量≤2%。

表1 土壤的基本理化性質(zhì)Table 1 The basic physical and chemical properties of tested soil

1.2 試驗(yàn)方法

1.2.1 土樣的制備與處理方法

將供試土壤分成14份，其中8份分為兩組，一組按土重0.5%、1%、3%、5%的碳含量添加FA，另一組按同樣的方法添加HA，分別模擬不同F(xiàn)A和HA含量的影響；5份按土重1%的等碳量添加不同比例的HA和FA，設(shè)置HA/FA比例分別為0/10、3/7、5/5、7/ 3、10/0，模擬全FA、主要FA、HA和FA各半、主要HA、全HA處理情形的影響；剩下1份作為不添加HAs的對(duì)照。將土樣與HAs充分混合后，通過稱重添加去離子水的方法保持土壤含水量為20%（下同），在避光條件下培養(yǎng)一個(gè)月后風(fēng)干磨細(xì)過2 mm篩，得到不同HAs狀態(tài)的模擬土壤樣品，備用。

取上述模擬土樣各500 g，向其中添加Na2HAsO4溶液，使外源As添加量為80 mg·kg-1；另取添加1%C的FA和HA處理土樣各5份（每份500 g），然后向兩種土樣中分別添加Na2HAsO4溶液，使外源As添加量為0、10、20、50、110 mg·kg-1，保持含水量為20%，充分混勻避光培養(yǎng)，所有處理設(shè)置兩個(gè)平行，培養(yǎng)90 d后從兩個(gè)平行中分別取土樣，經(jīng)風(fēng)干后等質(zhì)量混合，磨細(xì)過0.25 mm篩，測(cè)定土壤As的化學(xué)形態(tài)和土壤As的生物可給性，所有測(cè)定均重復(fù)三次。

1.2.2 土壤As化學(xué)形態(tài)提取方法

試驗(yàn)采用As形態(tài)連續(xù)提取法（SEPs）[25-26]，將土壤As分為5種形態(tài)，連續(xù)提取條件和方法見表2。提取液中As的測(cè)定采用Ag-DDC比色法，該方法測(cè)定土壤As的檢出限為0.5mg·kg-1，測(cè)定過程中同一批次樣品均用標(biāo)準(zhǔn)曲線控制，標(biāo)準(zhǔn)曲線吸光度與溶液As濃度的R2＞0.99，樣品測(cè)定時(shí)設(shè)置空白樣并做三組平行，平行樣品相對(duì)誤差≤5%。

1.2.3 土壤As生物可給性的測(cè)定

In vitro人工模擬胃腸試驗(yàn)選用IVG方法。模擬胃液含有0.15 mol·L-1氯化鈉，1%胃蛋白酶，用濃鹽酸調(diào)節(jié)pH為1.8。分別將4 g前述不同HAs處理土樣和600 mL模擬胃液加入到反應(yīng)器中，維持37℃恒溫水浴，100 r·min-1勻速攪動(dòng)，同時(shí)通入氬氣模擬胃腸的厭氧環(huán)境，反應(yīng)1 h后用針筒吸取20 mL反應(yīng)液，過0.45 μm的濾膜，保存在4℃冰箱中待測(cè)。胃液提取結(jié)束后，用NaHCO3粉末將反應(yīng)液的pH調(diào)至5.5，加入3.6 g·L-1膽鹽，0.36 g·L-1胰酶，繼續(xù)通入氬氣，100 r·min-1轉(zhuǎn)速攪動(dòng)。其間，每隔約20 min測(cè)定反應(yīng)液的pH值，若偏離初始值，則用濃HCl和NaHCO3粉末調(diào)節(jié)，使模擬液pH值維持穩(wěn)定。反應(yīng)1 h后，用針筒吸取20 mL反應(yīng)液，過0.45 μm濾膜，保存在4℃冰箱中待測(cè)。每個(gè)處理重復(fù)3次，反應(yīng)液中的As采用前述同樣方法測(cè)定。

1.3 數(shù)據(jù)處理與分析

胃階段或小腸階段土壤中As的生物可給性可由下式計(jì)算：

式中：CIV是試驗(yàn)的胃階段或小腸階段反應(yīng)液中As的濃度，mg·L-1；VIV為各反應(yīng)器中反應(yīng)液的體積，L；TS是土壤樣品中As總量，mg·kg-1；MS為反應(yīng)器中土壤樣品的質(zhì)量，kg。

試驗(yàn)數(shù)據(jù)處理及統(tǒng)計(jì)分析采用Excel 2003和SPSS 17.0等軟件進(jìn)行。

表2 As形態(tài)連續(xù)提取方法Table 2 Sequential extraction procedure of arsenic in soil

2 結(jié)果與分析

2.1 HAs對(duì)土壤As形態(tài)分布的影響

2.1.1 FA和HA含量對(duì)土壤As形態(tài)分布的影響

在外源As濃度為80 mg·kg-1條件下，不同F(xiàn)A和HA含量處理土壤中As形態(tài)分布如圖1所示。土壤Ex-As在五種As形態(tài)中占比最低，隨FA含量的增加，Ex-As的分配比例呈先增加后降低的趨勢(shì)，但均顯著高于對(duì)照（P＜0.05），添加量為1%C時(shí)Ex-As占比最高，為6.29%。FA具有一定降低土壤Ca-As分配比例的作用，但處理組與對(duì)照之間差異不顯著，變化幅度在6.5%～8.1%之間。FA顯著降低了Al-As和Fe-As的比例，隨著FA添加量（x）的增加，兩者占比呈線性降低，而Res-As的占比則呈線性增加：

在FA最高用量5%C情況下，Al-As和Fe-As所占的比例分別由對(duì)照的29.54%和47.99%降低至11.78%和19.61%，而Res-As則由對(duì)照的11.7%增加至58.09%，表明添加FA顯著促進(jìn)了Al-As和Fe-As向Res-As轉(zhuǎn)化。

HA對(duì)As形態(tài)分配的影響與FA有一定差異。隨HA添加量的增加Ex-As的分配比例先增加后降低，當(dāng)添加量≤1%C時(shí)HA增加了Ex-As的分配比例，而添加量≥3%C時(shí)則顯著降低了Ex-As的分配比例，表明HA用量較低時(shí)能增加外源As向Ex-As的分配，HA用量較高時(shí)則作用相反。HA也有一定的降低外源As向Al-As和Fe-As分配的作用，但這種作用明顯低于FA的作用，HA處理使Al-As分配比例變動(dòng)在 22.91%～25.24%之間，顯著低于對(duì)照的29.54%（P＜0.05），但并不隨HA含量的增加而降低；Fe-As含量隨HA含量的增加而減低，僅當(dāng)HA添加量≥3%C時(shí)，分配比例才顯著低于對(duì)照（47.99%）。HA對(duì)Ca-As分配的影響與Fe-As和Al-As有所不同，當(dāng)HA添加量≤3%C時(shí)，降低了Ca-As的分配比例，而當(dāng)HA添加量達(dá)到5%C時(shí)，則Ca-As的分配比例顯著提高。HA顯著提高了Res-As的分配比例，但不同HA添加量之間差異不顯著。上述結(jié)果表明，隨添加量的增加，F(xiàn)A和HA對(duì)外源As在土壤中形態(tài)分配的影響方向和程度不同，總體上FA顯著促進(jìn)了土壤As由Al-As和Fe-As向Res-As轉(zhuǎn)化，且隨FA用量的增加轉(zhuǎn)化作用增強(qiáng)，而HA的這種作用較弱，在高量情況下甚至表現(xiàn)出相反的作用。

圖1 不同的FA和HA含量對(duì)土壤中As形態(tài)分布的影響Figure 1 The distribution of As species in soil at different amounts of FA and HA added

2.1.2 不同HA/FA比例對(duì)土壤As形態(tài)分布的影響

圖2 不同HA/FA比處理對(duì)土壤中As形態(tài)分布的影響Figure 2 The distribution of As species in soil at different HA/FA ratios and constant HAs added（1%C）

在外源As濃度為80 mg·kg-1，等量HAs（1%C）條件下，不同HA/FA比例處理土壤中As的形態(tài)分布如圖2所示。當(dāng)HA/FA=3/7時(shí)，HAs顯著增加了Ex-As的分配比例，當(dāng)HA/FA≥5/5時(shí)，HAs則降低了Ex-As的比例，HA/FA=7/3時(shí)Ex-As的占比最低為1.90%。HAs對(duì)Ca-As的作用與Ex-As相反。不同HA/FA比的HAs都降低了Al-As和Fe-As的分配比例，HA/FA=3/7時(shí)比例最低，占比分別為21.97%和42.73%。HAs顯著增加了Res-As的比例，HA/FA=3/7時(shí)Res-As的比例最大為24.51%。

2.1.3 不同外源As含量對(duì)土壤As形態(tài)分布的影響

等量（1%C）FA和HA條件下，添加不同含量的外源As（0～110 mg·kg-1）后，土壤中各形態(tài)As的含量變化如圖3所示。可見土壤各形態(tài)As的含量（y，mg· kg-1）均隨著外源As添加量（x，mg·kg-1）的增加呈線性增加：

y=a+kx，R2＞0.93

式中：擬合曲線的斜率k反映了不同條件下單位外源As引起的各形態(tài)As的增加量；a則反映了未添加外源As時(shí)模擬土壤中各形態(tài)As的擬合初始含量。

圖3 不同外源As添加量對(duì)土壤As化學(xué)形態(tài)的影響Figure 3 The distribution of As species in soil at different amounts of As added

擬合參數(shù)列于表3。由表3可見，無論是添加HA還是FA的土壤中，均為Fe-As的k值最大，Res-As和Al-As次之，而Ex-As最小，說明外源As主要向前3種形態(tài)轉(zhuǎn)化，而向Ex-As分配的比例較小，這與前面分析結(jié)果一致。但隨外源As的增加同一形態(tài)As分配速率在不同HAs處理土壤中差異較大。FA處理的土壤Ex-As、Al-As、Ca-As和Res-As的k值高于HA處理，而Fe-As則在HA處理的土壤中更高，表明隨外源As的增加，F(xiàn)A處理土壤中更多的As向Ex-As、Al-As、Ca-As和Res-As形態(tài)轉(zhuǎn)化，而HA處理向Fe-As形態(tài)分配的比例更高。等量As條件下，HA處理的土壤Ex-As、Al-As、Ca-As和Res-As的分配比例均低于FA處理，F(xiàn)e-As的分配比例則始終高于FA處理。

表3 不同HAs處理土壤中各形態(tài)As隨外源As添加量變化的擬合參數(shù)Table 3 The fitting parameters of every As species changing with exogenous As amount at different HAs added

2.2 HAs對(duì)土壤As生物可給性的影響及其與As形態(tài)分配的關(guān)系

2.2.1 不同HAs處理對(duì)土壤As生物可給性的影響

不同F(xiàn)A和HA添加量對(duì)土壤As的胃腸階段生物可給性的影響結(jié)果如圖4a和圖4b所示。在胃階段，等碳量的HAs條件下，F(xiàn)A處理土壤As的生物可給性均高于HA。隨著HAs添加量的增加土壤As的生物可給性先增加后降低。不同添加量的FA均顯著增加了土壤As的生物可給性，添加量為1%C時(shí)生物可給性最高，為50.36%。當(dāng)添加量≤3%C時(shí)，HA增加了土壤As的生物可給性，添加量為3%C時(shí)生物可給性最高，與對(duì)照之間差異顯著；當(dāng)添加量為最高的5%C時(shí)，HA降低了土壤As的生物可給性，但與對(duì)照之間并無顯著性差異。

小腸階段，HAs顯著增加了土壤As的生物可給性。隨著HAs添加量的增加，添加FA的土壤As的生物可給性顯著增加，而添加HA的土壤在添加量≤1%C時(shí)As的生物可給性顯著增加，添加量為1%C時(shí)最高，為29.14%，隨著HA添加量的進(jìn)一步增加，生物可給性緩慢降低，但與1%C時(shí)無顯著性差異。HAs添加量≤1%C時(shí)HA處理的土壤As生物可給性高于等碳量的FA，添加量≥3%C時(shí)HA的生物可給性低于等碳量的FA。

等碳量（1%C）條件下，不同HA/FA比對(duì)土壤As生物可給性的影響見圖4c。HAs提高了土壤As的胃腸階段生物可給性。在胃階段，HA/FA=5/5時(shí)生物可給性最高為55.41%，HA/FA=0/10時(shí)次之，當(dāng)HA/ FA≥5/5時(shí)生物可給性隨HA/FA比的增大逐漸降低。在腸階段，當(dāng)HA/FA≤5/5時(shí)生物可給性隨HA/FA比的增大逐漸增加，HA/FA=5/5時(shí)最高，為45.90%，隨著HA/FA比的進(jìn)一步增大，生物可給性急劇降低，HA/FA=7/3時(shí)最低，為45.90%。

圖4 不同HAs處理對(duì)土壤As胃腸生物可給性的影響Figure 4 The bioaccessibility of As in soil at different HAs added

2.2.2 土壤As的生物可給性與As形態(tài)分配的關(guān)系

將土壤中生物可給性As含量與As各化學(xué)形態(tài)含量進(jìn)行相關(guān)性分析，結(jié)果如表4所示。土壤中胃腸階段生物可給性As含量與As的各形態(tài)之間都有顯著正相關(guān)性，表明HAs處理后土壤中生物可給性As含量隨著各形態(tài)As含量的增加均增加。土壤中的生物可給性As是各形態(tài)As共同表現(xiàn)的結(jié)果，為探究影響生物可給性As含量的主要形態(tài)，將土壤中胃腸階段生物可給性As含量與各形態(tài)As含量進(jìn)行逐步回歸分析，結(jié)果如表5所示。在胃階段對(duì)土壤生物可給性As具有顯著影響的形態(tài)分別是Ex-As和Ca-As，且都表現(xiàn)為正相關(guān)性，單位Ex-As對(duì)生物可給性As的貢獻(xiàn)比Ca-As大。在腸階段，對(duì)土壤生物可給性As影響顯著的是Ca-As。

表4 土壤中生物可給性As含量與As化學(xué)形態(tài)含量的相關(guān)性分析（N=20）Table 4 Correlation analyses of the amount of bioavailability As and every As species value（N=20）

表5 土壤生物可給性As與As化學(xué)形態(tài)的多元回歸分析（N=20）Table 5 Pluralistic regressive analyses of the amount of bioavailability As and As species value（N=20）

3 討論

本研究中HAs的兩種活性組分FA和HA均能對(duì)土壤As形態(tài)產(chǎn)生較大的影響，但兩種組分的作用效果和強(qiáng)度有所不同，與FA和HA結(jié)構(gòu)和性質(zhì)特點(diǎn)有關(guān)。通常，HAs可通過多種復(fù)雜機(jī)理影響重金屬的形態(tài)和活性，如與無機(jī)膠體組分形成有機(jī)-無機(jī)復(fù)合物或與無機(jī)組分中的結(jié)構(gòu)性陽離子形成復(fù)合物，從而改變土壤的表面性質(zhì)和吸持能力[27-28]，也可通過絡(luò)合（螯合）作用改變重金屬離子本身的形態(tài)[29-30]，同時(shí)HAs的酸性作用也將對(duì)土壤重金屬吸持特性產(chǎn)生影響。本文中砷酸根離子帶負(fù)電荷，難以直接被HAs所吸附，HAs對(duì)As形態(tài)分配的影響可能更主要通過其對(duì)土壤組分吸持性能的影響而實(shí)現(xiàn)。HAs對(duì)Fe3+、Al3+、Mn2+等離子的強(qiáng)烈絡(luò)合能力可能是其降低Al-As和Fe-As分配比例而增加Res-As的重要原因。同時(shí)，HAs中FA較HA分子量低、酸性更高、移動(dòng)性更強(qiáng)[31]，因而能保持土壤中更高比例的Ex-As。

試驗(yàn)中添加HAs處理后土壤pH有不同程度的降低，與袁婉潼等[32]研究結(jié)果相同。pH能從多個(gè)方面影響As的生物可給性，但土壤pH的變化只是HAs影響土壤性質(zhì)的一個(gè)方面，HAs還可以增加土壤中DOM（溶解性有機(jī)質(zhì)）的含量，As與DOM絡(luò)合形成的As-DOM絡(luò)合物是控制As的形態(tài)、移動(dòng)性和生物有效性的關(guān)鍵因素之一[33]；同時(shí)HAs可以增加土壤微生物的生物量，改善土壤微生物群落結(jié)構(gòu)等[34]，微生物可以通過氧化/還原、吸附/解吸、甲基化/去甲基化、沉淀/溶解等作用對(duì)As的遷移、形態(tài)轉(zhuǎn)化等過程產(chǎn)生重要影響，從而影響其生物有效性[35]。

不少研究表明低分子量的FA可以增加陽離子重金屬的有效性，而HA則表現(xiàn)為抑制作用，如余貴芬等[36]研究表明FA能促進(jìn)有效態(tài)Cd含量的增加，而HA對(duì)有效態(tài)Cd和Pb有一定的抑制和鈍化作用。本文結(jié)果表明無論是HA還是FA均提高了土壤As的生物可給性，只有當(dāng)HA含量較高時(shí)（5%C）降低了胃階段As的生物可給性，意味著通常所說的植物有效性指標(biāo)難以反映土壤重金屬對(duì)人群的接觸暴露危害，顯然這是由于植物和人體對(duì)土壤中重金屬的吸收機(jī)制存在很大差異。因此，只有深入研究土壤重金屬的形態(tài)及其與生物可給性的關(guān)系，才能正確評(píng)價(jià)土壤重金屬污染的人群健康效應(yīng)。

HAs對(duì)土壤As生物可給性的影響是其對(duì)As形態(tài)分配綜合作用的結(jié)果。本研究中FA顯著促進(jìn)土壤As由Al-As和Fe-As向Res-As的轉(zhuǎn)化，但又顯著增加了土壤As胃、腸階段的生物可給性，其原因主要是HAs存在條件下As的各形態(tài)都對(duì)胃腸階段的生物可給性產(chǎn)生影響，其中Ex-As和Ca-As的影響最大。FA能顯著增加Ex-As的含量，對(duì)Ca-As沒有顯著影響，綜合表現(xiàn)為增加土壤As胃、腸階段的生物可給性。雖然HA/FA≥5/5時(shí)能降低土壤Ex-As的含量，但同時(shí)也增加了Ca-As的含量，因此在用有機(jī)物料降低土壤As的生物可給性時(shí)要綜合考慮HA對(duì)Ex-As和 Ca-As的影響。對(duì)于腸階段，Ca-As雖然對(duì)生物可給性As含量影響顯著，但其決定系數(shù)R2值較小，用Ca-As的變化并不能充分解釋腸階段生物可給性的變化，因此不能忽視其他形態(tài)及環(huán)境因素的變化對(duì)腸階段生物可給性As含量的影響。相同的HA/FA比例情況下，胃階段的生物可給性均高于腸階段，有研究者認(rèn)為是胃階段的pH遠(yuǎn)低于腸階段造成的[37]，唐健[38]認(rèn)為胃中的低pH值條件有利于As在胃液中的溶解，還有一部分原因是胃、腸模擬液成分不同，小腸階段在胃階段的基礎(chǔ)上添加了胰酶和膽鹽，兩種成分的加入使本身溶于胃液中的As析出。

回歸分析中胃階段和腸階段的生物可給性都與Ca-As呈顯著正相關(guān)。一般認(rèn)為Ca-As是難溶態(tài)的砷，其生物有效性較低，但本研究中Ca-As卻對(duì)生物可給性起著重要作用，其原因可能是本研究中的生物可給性模擬人體胃、腸環(huán)境，土壤As在該環(huán)境下的溶出能力與植物吸收方式不同所致，且試驗(yàn)所用的IVG模擬方法的胃、腸環(huán)境均為酸性，有利于Ca-As的溶出，凸顯Ca-As對(duì)生物可給性的作用。

4 結(jié)論

（1）HAs會(huì)對(duì)土壤As的形態(tài)轉(zhuǎn)化產(chǎn)生影響。在添加量≤1%C時(shí)HA和FA均可提高Ex-As的分配比例，F(xiàn)A可以顯著促進(jìn)土壤As由Al-As和Fe-As向的Res-As轉(zhuǎn)化，且隨用量的增加轉(zhuǎn)化作用增強(qiáng)，而HA的這種作用強(qiáng)度較弱，在添加量為5%C時(shí)甚至表現(xiàn)出相反的作用。

（2）HAs對(duì)土壤As生物可給性的影響受其含量和組成的制約。FA和含3%C的HA處理顯著增加了土壤As胃階段生物可給性；FA和HA均顯著增加了土壤As腸階段生物可給性。HAs添加總量為1%C時(shí)，不同HA/FA比的HAs均增加了土壤As的生物可給性。HA/FA=5/5時(shí)胃腸生物可給性最大，HA/FA= 7/3時(shí)腸階段生物可給性最小。

（3）HAs通過影響土壤中As的形態(tài)分配而影響As的生物可給性。在胃階段對(duì)土壤生物可給性As具有顯著影響的是Ex-As和Ca-As，單位Ex-As對(duì)生物可給性As的貢獻(xiàn)比Ca-As大；在腸階段對(duì)生物可給性As影響顯著的是Ca-As。

[1]肖細(xì)元,陳同斌,廖曉勇,等.中國主要含As礦產(chǎn)資源的區(qū)域分布與As污染問題[J].地理研究,2008,27（1）：201-212.

XIAO Xi-yuan,CHEN Tong-bin,LIAO Xiao-yong,et al.Regional dis－tribution of arsenic contained minerals and arsenic pollution[J].Geographical Research,2008,27（1）：201-212.

[2]Rodriguez-Lado L,Sun G F,Berg M,et al.Groundwater arsenic contamination throughout China[J].Science,2013,341（6148）：866-868.

[3]Abrahams P W.Soils：Their implications to human health[J].Science of the Total Environment,2002,291（1/2/3）：1-32.

[4]Agency for Toxic Substances and Disease Registry（ATSDR）.Toxicological profile for lead[R].Washington,D C：Department of Health and Human Services,2005.

[5]Agency for Toxic Substances and Disease Registry（ATSDR）.Toxicological profile for arsenic[R].Washington,D C：Department of Health and Human Services,2005.

[6]Yoon Y,Kim S,Chae Y,et al.Evaluation of bioavailable arsenic and remediation performance using a whole-cell bioreporter[J].Science of the Total Environment,2016,547：125-131.

[7]Ruby M V,Davis A,Link T E,et al.Development of an in vitro screening test to evaluate the in vivo bioaccessibility of ingested mine-waste lead[J].Environmental Science&Technology,1993,27（13）：2870-2877.

[8]Ruby M V,Schoof R,Brattin W,et al.Advances in evaluating the oral bioavailability of inorganics in soil for use in human health risk assessment[J].Environmental Science&Technology,1999,33（21）：3697-3705.

[9]崔巖山,陳曉晨,付 瑾.污染土壤中鉛、砷的生物可給性研究進(jìn)展[J].生態(tài)環(huán)境學(xué)報(bào),2010,19（2）：480-486.

CUI Yan-shan,CHEN Xiao-chen,FU Jin.Progress in study of bioaccessibility of lead and arsenic in contaminated soils[J].Ecology and Environmental Sciences,2010,19（2）：480-486.

[10]Wragg J,Cave M,Basta N,et al.An inter-laboratory trial of the unified BARGE bioaccessibility method for arsenic,cadmium and lead in soil [J].Science of the Total Environment,2011,409（19）：4016-4030.

[11]US Environmental Protection Agency（EPA）.Standard operating procedure for an in vitro bioaccessibility assay for lead in soil[R].Washington DC：US EPA,2012.

[12]Oomen A G,Hack A,Minekus M,et al.Comparison of five in vitro digestion models to study the bioaccessibility of soil contaminants[J].Environmental Science&Technology,2002,36（15）：3326-3334.

[13]Ruby M V,Davis A,Schoof R,et al.Estimation of lead and arsenic bioavailability using a physiologically based extraction test[J].Environmental Science&Technology,1996,30（2）：422-430.

[14]Basta N,Gradwohl R.Estimation of Cd,Pb,and Zn bioavailability in smelter-contaminated soils by a sequential extraction procedure[J]. Soil and Sediment Contamination,2000,9（2）：149-164.

[15]Rodriguez R R,Basta N T,Casteel S W,et al.An in vitro gastrointestinal method to estimate bioavailable arsenic in contaminated soils and solid media[J].Environmental Science&Technology,1999,33（4）：642-649.

[16]Beak D G,Basta N T,Scheckel K G,et al.Bioaccessibility of arsenic（Ⅴ）bound to ferrihydrite using a simulated gastrointestinal system[J]. Environment Science&Technology,2006,40（4）：1364-1370.

[17]Beak D G,Basta N T,Scheckel K G,et al.Bioaccessibility of arsenic bound to corundum using a simulated gastrointestinal system[J].Environmental Chemistry,2006,3（3）：208-214.

[18]韓春梅,王林山,鞏宗強(qiáng),等.土壤中重金屬形態(tài)分析及其環(huán)境學(xué)意義[J].生態(tài)學(xué)雜志,2005,24（12）：1499-1502.

HAN Chun-mei,WANG Lin-shan,GONG Zong-qiang,et al.Chemical forms of soil heavy metals and their environmental significance[J].Chinese Journal of Ecology,2005,24（12）：1499-1502.

[19]李 季,黃益宗,保瓊莉,等.幾種改良劑對(duì)礦區(qū)土壤As化學(xué)形態(tài)和生物可給性的影響[J].環(huán)境化學(xué),2015,34（12）：2198-2203.

LI Ji,HUANG Yi-zong,BAO Qiong-li,et al.Effect of several amendments on the speciation and bio-accessibility of arsenic polluted soils in adjacent areas of mine[J].Environmental Chemistry,2015,34（12）：2198-2203.

[20]向 猛,黃益宗,蔡立群,等.改良劑對(duì)土壤As鈍化作用及生物可給性的影響[J].環(huán)境化學(xué),2016,35（2）：317-322.

XIANG Meng,HUANG Yi-zong,CAI Li-qun,et al.Influence of amendments on inactivation and bio-accessibility of arsenic in soils[J]. Environmental Chemistry,2016,35（2）：317-322.

[21]Papassiopi N,Kontoyianni A,Vanuanidou K,et al.Assessment of chromium biostabilization in contaminated soils using standard leaching and sequential extraction techniques[J].Science of the Total Environment,2009,407（2）：925-936.

[22]Covelo E F,Vega F A,Andrade M L.Competitive sorption and desorption of heavy metals by individual soil components[J].Journal of Hazardous Materials,2007,140（1/2）：308-315.

[23]賀 婧,顏 麗,楊 凱,等.不同來源腐殖酸的組成和性質(zhì)的研究[J].土壤通報(bào),2003,34（4）：343-345.

HE Jing,YAN Li,YANG Kai,et al.Study on component and character of humic acids from different sources[J].Chinese Journal of Soil Science,2003,34（4）：343-345.

[24]鮑士旦.土壤農(nóng)化分析[M].3版.北京：中國農(nóng)業(yè)出版社,2000.

BAO Shi-dan.Soil agricultural chemistry analysis[M].3rd Edition.Beijing：China Agricultural Press,2000.

[25]何 峰,苗金燕,魏世強(qiáng).外源砷、鉛在三類紫色土中形態(tài)分配與其化學(xué)、生物有效性研究[J].農(nóng)業(yè)工程學(xué)報(bào),2005,21（2）：44-47.

HE Feng,MIAO Jin-yan,WEI Shi-qiang.Speciation distribution and its chemical,biological availability of arsenic,lead added in acid, neutral and alkali purple soil[J].Transactions of the CSAE,2005,21（2）：44-47.

[26]Woolson E A,Axley J H,Kearne P C.Correlation between available soil arsenic,estimated by six methods,and response of corn[J].Soil Science Society of America Proceedings,1971,35（1）：101-105.

[27]Janos P,Hula V,Bradnova P,et al.Reduction and immobilization of hexavalent chromium with coal-and humate-based sorbents[J].Chemosphere,2009,75（6）：732-738.

[28]鐘曉蘭,周生路,黃明麗,等.土壤重金屬的形態(tài)分布特征及其影響因素[J].生態(tài)環(huán)境學(xué)報(bào),2009,18（4）：1266-1273.

ZHONG Xiao-lan,ZHOU Sheng-lu,HUANG Ming-li,et al.Chemical form distribution characteristic of soil heavy metals and its influencing factors[J].Ecology and Environmental Sciences,2009,18（4）：1266-1273.

[29]Ji G W,Laird D A.Interactions of chlorpyrifos with colloidal materials in aqueous systems[J].Journal of Environmental Quality,2004,33（5）：1765-1770.

[30]Ylivainio K.Effects of iron（Ⅲ）chelates on the solubility of heavy metals in calcareous soils[J].Environmental Pollution,2010,158（10）：3194-3200.

[31]李光林.腐植酸與幾種金屬離子的相互作用及影響因素研究[D].重慶：西南農(nóng)業(yè)大學(xué),2002.

LI Guang-lin.On the reaction of humic acids on some heavy metal ions and the affecting factors[D].Chongqing：Southwest Agriculture University,2002.

[32]袁婉潼.生物腐植酸對(duì)鹽堿土壤微生物數(shù)量和酶活性的影響[J].安徽農(nóng)業(yè)科學(xué),2016,44（1）：1-4,45.

YUAN Wan-tong.Effect of biological humic acid on microbe number and enzyme activities of alkali-saline soil[J].Journal of Anhui Agriculture Science,2016,44（1）：1-4,45.

[33]劉廣良,蔡 勇.環(huán)境中砷與溶解有機(jī)質(zhì)的絡(luò)合作用[J].環(huán)境化學(xué), 2011,30（1）：50-55.

LIU Guang-liang,CAI Yong.Complexation of arsenic with dissolved organic matter in the environment[J].Environmental Chemistry,2011, 30（1）：50-55.

[34]馬 斌,劉景輝,張興隆.褐煤腐植酸對(duì)旱作燕麥土壤微生物量碳、氮、磷含量及土壤酶活性的影響[J].作物雜志,2015（5）：134-140.

MA Bin,LIU Jing-hui,ZHANG Xing-long.Effects of applying brown coal humic acid on soil enzyme activity and microbial biomass C,N and P content of oat in dry farming[J].Crops,2015（5）：134-140.

[35]蘇世鳴,曾希柏,白玲玉,等.微生物對(duì)砷的作用機(jī)理及利用真菌修復(fù)砷污染土壤的可行性[J].應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào),2010,21（12）：3266-3272.

SU Shi-ming,ZENG Xi-bai,BAI Ling-yu,et al.Action mechanisms of microorganisms on arsenic and the feasibility of utilizing fungi in remediation of arsenic-contaminated soil[J].Chinese Journal of Applied E－cology,2010,21（12）：3266-3272.

[36]余貴芬,蔣 新,和文祥,等.腐植酸對(duì)紅壤中鉛鎘賦存形態(tài)及活性的影響[J].環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào),2002,22（4）：508-513.

YU Gui-fen,JIANG Xin,HE Wen-xiang,et al.Effect of humic acids on species and activity of cadmium and lead in red soil[J].Acta Scientiae Circumstantiae,2002,22（4）：508-513.

[37]崔巖山,陳曉晨,朱永官.利用3種in vitro方法比較研究污染土壤中鉛、砷生物可給性[J].農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào),2008,27（2）：414-419.

CUI Yan-shan,CHEN Xiao-chen,ZHU Yong-guan.Comparison of three in vitro methods to study the bioaccessibility of soil lead and arsenic[J].Journal of Agro-Environment Science,2008,27（2）：414-419.

[38]唐 健.砷的體外生物利用度研究進(jìn)展[J].環(huán)境衛(wèi)生學(xué)雜志,2012, 2（3）：141-144.

TANG Jian.Progress on the bioaccessibility of arsenic in the simulated gastrointestinal absorption system[J].Journal of Environmental Hygiene,2012,2（3）：141-144.

Chemical speciation and bioaccessibility of arsenate in soil as influenced by humic acids

WANG Jun1,2,3,WANG Qing-qing1,2,3,WEI Shi-qiang1,2,3*
（1.College of Resources and Environment,Southwest University,Chongqing 400716,China;2.Chongqing Key Laboratory of Agricultural Resources and Environment,Chongqing 400716,China;3.Key Laboratory of the Eco-environments in Three Gorges Reservoir Region,Ministry of Education,Chongqing 400716,China）

The speciation and bioaccessibility of heavy metals in soil are influenced by humic acids（HAs）,which exist widely in the environment.An in vitro experiment was carried out to elucidate the effects of the two active components of HAs（fulvic acid,FA;and humic acid,HA）and the HA/FA ratio on the speciation and bioaccessibility of arsenate（As）in soils.The relationship between the bioaccessibility and transformation of As in soils,as influenced by HAs,was analyzed.The results showed that HAs could increase the allocation proportion of Ex-As in soil at an application dosage of≤1%（as carbon,C,basis）.FA could observably promote the transformation of soil As from Al-As and Fe-As forms to Res-As species,and the effects were enhanced with an increase in the FA dosage.However,HA showed a weaker or even reversed role in affecting such a transformation process at the highest usage of 5%C.FA and HA at 3%C usage could increase the bioaccessibility of soil As in the gastric phase.The bioaccessibility of soil As in the small intestinal phase was always enhanced by HA and FA regardless of their usage levels.HAs with different HA/FA ratios always enhanced the bioaccessibility of soil As in both gastric and smallintestinal phases at a constant usage of 1%C;the degree of the effect was related to the HA/FA ratio,with a maximum bioaccessibility of soil As in the gastric phase and a minimum bioaccessibility of soil As in the small intestinal phase at HA/FA ratios of 5/5 and 7/3,respectively.The bioaccessibility of soil As was strongly linked to As speciation in soil as influenced by HAs.Ex-As and Ca-As forms were found to have significantly positive contributions to the bioaccessible As in the gastric phase,with Ex-As being greater than Ca-As per unit,and only Ca-As showed a significant positive contribution to the bioaccessibility of soil As in the small intestinal phase.

humic acids;bioaccessibility;arsenic;species;humic acid;fulvic acid

X53

A

1672-2043（2017）06-1124-09

10.11654/jaes.2017-0056

2017－01－10

王 俊（1990—），男，湖北廣水人，碩士研究生，主要從事環(huán)境污染化學(xué)研究。E-mail：375977242@qq.com

*通信作者：魏世強(qiáng) E-mail：sqwei@swu.edu.cn

國家自然科學(xué)基金項(xiàng)目（41171198）；國家科技重大專項(xiàng)（2012ZX07104-003）

Project supported：The National Natural Science Foundation of China（41171198）；The National Science and Technology Major Project of the Ministry of Science and Technology of China（2012ZX07104-003）

王 俊，王青清，魏世強(qiáng).腐植酸對(duì)土壤砷化學(xué)形態(tài)及生物可給性的影響[J].農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào),2017,36（6）：1124-1132.

WANG Jun,WANG Qing-qing,WEI Shi-qiang.Chemical speciation and bioaccessibility of arsenate in soil as influenced by humic acids[J].Journal of Agro-Environment Science,2017,36（6）:1124-1132.