劉 濤，張翅鵬，郝瑤玲，邱麗娟，黃臣臣

(貴州大學(xué) 資源與環(huán)境工程學(xué)院，貴州 貴陽 550025)

砷(As)是土壤中的污染物之一。人類活動和自然來源產(chǎn)生的As在土壤環(huán)境中不斷累積。在砷污染土壤上生長的水稻能大量吸收土壤中的As，進(jìn)而通過食物鏈傳遞嚴(yán)重威脅人類健康[1]。在氧化環(huán)境下，As在土壤中主要以As(Ⅴ)存在，通常能與鐵氧化物結(jié)合，生物可利用度較低；但在厭氧環(huán)境下，氧化還原電位降低導(dǎo)致鐵氧化物還原溶解并將吸附的As釋放到土壤孔隙水中，其生物活性增強[2-3]。此外，在厭氧微生物的還原作用下，生成的硫化物還能與液相中的Fe(Ⅱ)離子相互作用，從而改變As在土壤中的遷移性[4]。

通常，土壤環(huán)境中的硫(S)和As具有相似的微生物氧化還原特征[5]。水稻土中S的還原作用是以硫酸鹽還原菌(SBR)為主的微生物介導(dǎo)過程，硫酸鹽的含量直接影響SBR的數(shù)量，并進(jìn)一步影響硫酸鹽還原過程，及Fe的形態(tài)轉(zhuǎn)化。在厭氧還原環(huán)境下，與Fe、As遷移轉(zhuǎn)化有關(guān)的微生物的群落水平、代謝和基因表達(dá)會發(fā)生改變，從而影響As的生物化學(xué)過程[6]。Fe具有高氧化還原敏感性[7]，硫酸鹽還原作用驅(qū)動Fe還原也會影響土壤中As的固定和釋放[8]。當(dāng)氧化還原條件達(dá)到硫酸鹽還原范圍時，SO2-4還原為S2-，與As形成金屬硫化物沉淀，對As起到固持作用[9]；而當(dāng)硫酸鹽不足時，微生物的還原作用可導(dǎo)致As被還原、活化和釋放，此時外加硫酸鹽可使As處于較為穩(wěn)定的狀態(tài)[10]。由此可知，硫酸鹽是影響土壤環(huán)境中As形態(tài)與環(huán)境行為的關(guān)鍵因素之一。

目前，國內(nèi)外學(xué)者針對土壤環(huán)境中S-Fe-As相互作用的研究已經(jīng)取得不少進(jìn)展，但關(guān)于高砷煤礦區(qū)As污染稻田中S-Fe-As相互作用的認(rèn)識還有待進(jìn)一步加深[11-12]。為此，本研究以受酸性礦山廢水(AMD)污染的水稻土為供試土壤，通過室內(nèi)土壤泥漿厭氧培養(yǎng)實驗，旨在揭示外源硫酸鹽加入下S和Fe相互作用對土壤中As釋放的影響，以期為As污染水稻土的修復(fù)提供科學(xué)依據(jù)和理論指導(dǎo)。

1 材料與方法

1.1 供試土壤

供試土壤系貴州省黔西南興仁縣交樂村高As煤礦區(qū)受AMD污染的稻田耕作層土壤(黃壤)，該稻田離污染源較近，當(dāng)?shù)鼐用耖L期使用受AMD影響的水體進(jìn)行農(nóng)田灌溉。土壤總As含量為132.26 mg·kg-1，總Fe含量為16.05 g·kg-1，總S含量為2.45 g·kg-1，有機(jī)質(zhì)含量為66.01 g·kg-1。土壤微生物種群主要包括脫硫芽孢彎曲菌屬(Desulfosporosinus)、脫亞硫酸菌屬(Desulfitobacterium)、厭氧黏細(xì)菌屬(Anaeromyxobacter)、硫還原地桿菌屬(Geobacter)[13-14]。

1.2 實驗設(shè)計

采用室內(nèi)土壤泥漿厭氧恒溫培養(yǎng)的方法，研究硫酸鹽對土壤中砷形態(tài)轉(zhuǎn)化的影響。稱取若干份水稻土樣品，每份3 g，置于30 mL的已滅菌血清瓶中。設(shè)置3個處理組：①滅菌組(SG)，用高壓滅菌鍋對水稻土進(jìn)行高壓滅菌處理，121 ℃滅菌20 min后，添加滅菌水1 mL；②非滅菌組(N-SG)，向含有未滅菌水稻土的血清瓶內(nèi)直接添加滅菌水1 mL；③加硫非滅菌組(S-N-SG)，向含有未滅菌水稻土的血清瓶內(nèi)添加濃度為100 mmoL·L-1的Na2SO4溶液1 mL。向所有處理組血清瓶中添加同體積的滅菌水，定容至20 mL。向所有處理組的血清瓶充氮氣5 min，除去培養(yǎng)瓶內(nèi)氧氣后，加橡膠帽和鋁蓋密封，置于氣浴恒溫振蕩器中，30 ℃恒溫振蕩5 min，然后置于(30±2)℃的恒溫培養(yǎng)箱中避光靜置培養(yǎng)，定期培養(yǎng)0、5、10、15、20、25、30 d。培養(yǎng)完成后將樣品取出，并迅速置于恒溫振蕩箱中30 ℃恒溫振蕩5 min，然后全部放入?yún)捬跏痔紫?溫度30 ℃，濕度70%)中靜置，待澄清后倒出一小部分上清液于100 mL離心管中，分別測定溶液的pH值和氧化還原電位(Eh)。上清液經(jīng)0.22 μm濾膜過濾后置于4 ℃保存，用于測定液相中Fe(Ⅱ)、As(Ⅲ)濃度。所有的取樣、測定，以及上清液過濾等步驟均在厭氧手套箱內(nèi)進(jìn)行。

稱取過濾后的沉積物于離心管中，按照固液質(zhì)量體積比3∶20的比例加入1 mol·L-1的鹽酸，隨后在氣浴恒溫振蕩箱中30 ℃恒溫振蕩浸提24 h，3 000 r·min-1離心分離，上清液過濾后置于4 ℃保存，測定As、Fe(Ⅱ)含量，分析土壤中鐵礦物的還原與As的活化。

1.3 樣品測定

pH和Eh用酸度計測定(PHSJ-3F，上海雷磁儀器廠)；總As含量采用水浴消解法消解，用原子熒光光譜儀(AFS-9700，北京海光儀器有限公司)測定；液相中As(Ⅲ)的含量采用高效液相色譜原子熒光聯(lián)用儀(HPLC-AFS9700，美國賽默飛世爾)測定；總Fe含量采用高壓密閉消解法消解，用原子吸收光譜儀(ICE3500，美國賽默飛世爾)測定；總S含量采用艾式卡熔融BaSO4質(zhì)量法測定[15]；液相中Fe(Ⅱ)的濃度用鄰菲羅啉光度法測定。

1.4 數(shù)據(jù)分析

運用Microsoft Excel 2013進(jìn)行數(shù)據(jù)統(tǒng)計與分析，用Origin 2018和SPSS 21.0進(jìn)行圖表繪制和相關(guān)性分析。

2 結(jié)果與分析

2.1 厭氧條件下硫酸鹽對土壤溶液pH和Eh的影響

圖1 不同培養(yǎng)時間土壤溶液中pH(a)和Eh(b)的變化Fig.1 Variation of pH (a) and Eh (b) in soil solution at different incubation time

在實驗條件下，3組土壤懸液的初始pH相近，后均先降低又逐漸升高(圖1-a)。有研究表明，還原菌(如硫酸鹽還原菌)在厭氧條件下分解有機(jī)質(zhì)會產(chǎn)酸、產(chǎn)氫，使體系pH降低[16]，在此過程中，氧化還原電位也逐漸降低，介于-243～60 mV，土壤中的鐵氧化物可作為電子受體參與反應(yīng)[17]。隨著氧化還原電位的持續(xù)降低(圖1-b)，硫酸鹽可被還原菌利用生成OH-，致使pH迅速升高，這是S-N-SG組pH持續(xù)高于其他實驗組的主要原因。此外，SG組氧化還原電位最低值為-118 mV，還原性相對較弱，10～30 d該組pH低于N-SG組；S-N-SG組氧化還原電位相對較低，最低值為-243 mV?？傊趨捬醐h(huán)境條件下，微生物可使得土壤體系的pH升高，氧化還原電位降低，硫酸鹽的添加會進(jìn)一步增強這一作用。

借助Fe和As的pH-Eh圖判斷，土壤中的Fe會以亞鐵態(tài)[Fe(Ⅱ)]溶出，隨著實驗的進(jìn)行，F(xiàn)e2+易于形成羥基氧化鐵(FeO·OH)，伴隨釋放出的As的穩(wěn)定態(tài)為亞砷酸(H3AsO3)(圖2)。當(dāng)也有H2S釋放時，會與Fe2+反應(yīng)生成FeS，或同時發(fā)生如下反應(yīng)[18]：

圖2 pH-Eh影響下溶液中As、Fe的不同存在形式相圖(25 ℃，101.3 kPa)Fig.2 pH-Eh phase diagram for iron and arsenic at 25 ℃ and 101.3 kPa

2.2 厭氧條件下硫酸鹽對土壤中Fe還原的影響

土壤厭氧微生物對鐵礦物的還原轉(zhuǎn)化起著重要作用。SG組土壤在實驗過程中鹽酸提取態(tài)Fe(Ⅱ)含量增加相對緩慢，且在第10天后持續(xù)降低(圖3-a)；N-SG和S-N-SG組土壤Fe(Ⅱ)含量在0～5 d迅速增加，平均增速分別為0.22、0.27 g·kg-1·d-1，5 d后增速放緩，平均為0.01、0.03 g·kg-1·d-1，至實驗結(jié)束時，土壤Fe(Ⅱ)含量分別為SG組的2.18和2.71倍，表明在微生物的作用下，硫酸鹽的添加有助于增強土壤鐵礦物的還原累積。

圖3 不同培養(yǎng)時間土壤鹽酸提取態(tài)Fe(Ⅱ)(a)和液相中Fe(Ⅱ)(b)含量的變化Fig.3 Variation of HCl-extractable Fe(Ⅱ) in the solid phase (a) and Fe(Ⅱ) content in liquid phase (b) at different incubation time

隨著土壤鐵礦物的還原轉(zhuǎn)化，液相中的Fe(Ⅱ)含量也不斷變化，3個實驗組的變化趨勢相同，均在第5天達(dá)到最大值，其中S-N-SG組為149 mg·L-1，分別為N-SG和SG組的2.50倍和4.78倍(圖3-b)，表明硫酸鹽的添加會顯著增強土壤厭氧微生物對鐵礦物的還原釋放。之后，5～10 d液相中的Fe(Ⅱ)含量均降低，分別降低71.56%(S-N-SG)、35.68%(N-SG)和53.11%(SG)。至15 d時，3個實驗組液相中的Fe(Ⅱ)含量相當(dāng)，直至實驗結(jié)束都相差較小。實驗過程中觀察發(fā)現(xiàn)，2個非滅菌組在第5天后血清瓶開始變黑。有研究證明，土壤在還原作用下生成H2S，并與Fe2+反應(yīng)生成FeS，致使顯現(xiàn)黑色[19]。這表明，在初始階段，受還原條件的限制，硫酸鹽并未參與還原進(jìn)程，因而促使Fe(Ⅱ)濃度在液相中升高。當(dāng)硫酸鹽被還原后，S2-與累積的Fe2+迅速反應(yīng)，液相中的Fe(Ⅱ)濃度快速降低。此外，15 d后隨pH值和氧化還原電位的升高，F(xiàn)e(Ⅱ)更易于生成FeO·OH(s)，液相中的Fe(Ⅱ)濃度受FeS和FeO·OH低溶解性的控制，因此均能被控制在較低水平，直至實驗結(jié)束，而土壤中鹽酸提取態(tài)Fe(Ⅱ)呈不斷累積趨勢(圖3-a)。總之，在還原菌的作用下，土壤硫酸鹽的增多會促進(jìn)土壤中Fe(Ⅱ)礦物的還原累積，但在不同還原階段，對鐵礦物還原釋放Fe(Ⅱ)的作用不同。

圖4 不同培養(yǎng)時間土壤鹽酸提取態(tài)As(a)和液相中As(Ⅲ)(b)含量的變化Fig.4 Variation of HCl-extractable As(a) in soil and As(Ⅲ) (b) content in liquid phase at different incubation time

2.3 厭氧條件下硫酸鹽對土壤中As釋放的影響

相關(guān)研究表明，隨土壤中鐵礦物還原As的活化程度，鹽酸可提取態(tài)As越多，As被活化量越大[20]。在實驗初始階段(0～5 d)，鐵氧化物為主要還原反應(yīng)物，3個實驗組土壤中鹽酸可提取態(tài)As均增加，但變化差異明顯(圖4-a)，增加速率分別為3 μg·kg-1·d-1(SG)、114 μg·kg-1·d-1(N-SG)和338 μg·kg-1·d-1(S-N-SG)，表明微生物在土壤As的活化中起關(guān)鍵作用，且添加硫酸鹽后微生物的活化作用進(jìn)一步增強，活化速率提高。當(dāng)進(jìn)入硫酸鹽還原階段后，鐵氧化物還原減弱，土壤中鹽酸可提取態(tài)As含量降低，微生物作用越強，降低越明顯，至第15天降至最低值。當(dāng)液相中的Fe(Ⅱ)含量降低時，F(xiàn)eS沉淀作用減弱，在鐵氧化物還原，及FeS與As共沉淀的作用下，土壤中鹽酸可提取態(tài)As含量持續(xù)增加，微生物作用越強，增加越明顯。

在實驗初始階段(0～5 d)，土壤向液相釋放As和Fe的特征相似，均在第5天達(dá)到最大值，微生物作用越強，釋放量越大，3個實驗組中As和Fe的釋放比例關(guān)系分別為0.14 μg·mg-1(SG)、0.10 μg·mg-1(N-SG)和0.07 μg·mg-1(S-N-SG)，表明在該階段隨微生物作用增強，單位質(zhì)量Fe釋放的As含量降低(圖4-b)。當(dāng)進(jìn)入硫酸鹽還原階段后，液相中的As含量迅速降低，印證了As與FeS會發(fā)生共沉淀[21]，微生物作用越強，沉淀效果也越明顯，至第15天，液相中的As含量降至最低。然而，進(jìn)一步的研究發(fā)現(xiàn)，隨著實驗的進(jìn)行，液相中的As含量并未因Fe含量的持續(xù)相對穩(wěn)定而保持不變，反而不斷增加。分析推測，土壤鐵氧化物不斷還原釋放的As含量要大于被FeO·OH和FeS吸附共沉淀的量，因為高價鐵氧化物被還原生成亞鐵礦物后對As的吸附能力減弱[22]。此外，硫酸鹽的添加會保持土壤中微生物的強還原能力，至實驗結(jié)束時，S-N-SG組在液相中的As濃度要高于其他2個實驗組。

2.4 厭氧條件下土壤中Fe和As轉(zhuǎn)化、釋放的相關(guān)性分析

綜合3個實驗組的數(shù)據(jù)進(jìn)行相關(guān)性分析(表1)：土壤中鹽酸提取態(tài)Fe(Ⅱ)含量與氧化還原電位呈極顯著(P<0.01)負(fù)相關(guān)關(guān)系，表明土壤鐵礦物的還原轉(zhuǎn)化主要受氧化還原條件的控制，還原性越強，轉(zhuǎn)化量越大；液相中Fe(Ⅱ)的釋放量與土壤中的鹽酸提取態(tài)Fe(Ⅱ)含量無顯著相關(guān)關(guān)系，但與液相pH呈極顯著(P<0.01)負(fù)相關(guān)關(guān)系，表明土壤鐵礦物經(jīng)還原轉(zhuǎn)化后釋放量受液相酸堿度的控制，酸性越強，釋放量越大；土壤中鹽酸提取態(tài)As含量與液相中Fe(Ⅱ)濃度呈極顯著(P<0.01)正相關(guān)關(guān)系，表明土壤還原釋放的Fe(Ⅱ)量越多，被活化的As含量越大；土壤中鹽酸提取態(tài)的As含量與液相中As濃度呈極顯著(P<0.01)正相關(guān)關(guān)系，表明土壤中As活化量越大，釋放量越多。

表1 土壤中Fe和As轉(zhuǎn)化、釋放的相關(guān)性

Table 1 Correlations of transformation and release of iron and arsenic in soil

指標(biāo)IndexpHEhAs-HClAs-lFe(Ⅱ)-HClEh-0.243As-HCl-0.3740.086As-l-0.200-0.3570.786??Fe(Ⅱ)-HCl0.342-0.639??0.3220.569??Fe(Ⅱ)-l-0.594??-0.1490.814??0.730??0.153

As-HCl，土壤中的鹽酸提取態(tài)As；As-l，液相中的As(Ⅲ)；Fe(Ⅱ)-HCl，土壤中的鹽酸提取態(tài)Fe(Ⅱ)；Fe(Ⅱ)-l，液相中的Fe(Ⅱ)。**表示在P<0.01水平(雙側(cè))極顯著相關(guān)。

As-HCl， HCl-extractable As in soil; As-l， As(Ⅲ) in the liquid phase; Fe(Ⅱ)-HCl， HCl-extractable Fe(Ⅱ) in soil; Fe(Ⅱ)-l， Fe(Ⅱ) in the liquid phase. ** indicated significant correlation atP<0.01 level (both sides).

在實驗初始階段(0～5 d)，向液相中釋放的As和Fe量呈極顯著(P<0.01)正相關(guān)關(guān)系，表明As是伴隨Fe的釋放而釋放的，這與Bennett等[23]的研究結(jié)果一致，但進(jìn)入硫酸鹽還原階段后，由于體系反應(yīng)的復(fù)雜性，以及As和Fe的性質(zhì)差異，二者之間不存在正相關(guān)關(guān)系。

3 結(jié)論

本實驗顯示，在厭氧條件下添加硫酸鹽會促進(jìn)微生物對土壤體系pH和氧化還原條件的調(diào)控，實驗初始階段，在微生物的作用下，土壤懸液pH升高、Eh降低，硫酸鹽的添加會增強這一趨勢。隨實驗進(jìn)行，亞鐵易于形成羥基氧化鐵(FeO·OH)，且伴隨釋放出As，釋放出的As以亞砷酸(H3AsO3)形態(tài)為主。

還原轉(zhuǎn)化的初始階段，外源硫酸鹽添加會顯著增大Fe、As的活化釋放量，隨還原性增強，硫酸鹽大量還原后與Fe反應(yīng)生成硫化物礦物，土壤中的鐵礦物還原速率隨之降低，F(xiàn)e和As的釋放亦得到抑制。隨著實驗的進(jìn)行，溶液中的Fe濃度受鐵礦物沉淀作用持續(xù)控制在較低水平，而As濃度不斷增加。加入硫酸鹽會使As的釋放量更高。