全 文 ：外源 Ａｓ（Ⅲ）在不同母质发育土壤中的老化过程
高　 雪　 王亚男　 曾希柏∗　 白玲玉　 苏世鸣　 吴翠霞
（中国农业科学院农业环境与可持续发展研究所农业部农业环境重点实验室， 北京 １０００８１）
摘　 要　 应用模拟试验方法，研究了外源 Ａｓ（Ⅲ）在第四纪红土、紫色砂页岩和花岗岩 ３ 种母
质发育土壤中的老化过程，并分析了该过程中砷的有效性、结合态等的变化．结果表明： 经过
１２０ ｄ老化后，３种土壤中均只能检测到 Ａｓ（Ⅴ）的存在；伴随老化过程的进行，土壤中有效态
砷的含量均呈下降趋势，且下降幅度为：紫色砂页岩发育土壤（ＲＳ２）＞花岗岩发育土壤（ＲＳ３）＞
第四纪红土发育土壤（ＲＳ１） ．应用准二级动力学方程可以较好地模拟 ３ 种土壤中有效态砷含
量的变化（Ｐ＜０．０５），土壤 ｐＨ、有机质及铁铝锰氧化物是影响砷老化的主要因素，且锰氧化物
的影响大于铁铝氧化物（Ｐ＜０．０５） ．相关分析表明，非专性吸附态砷和专性吸附态砷是构成土
壤有效砷的主要形态．
关键词　 Ａｓ（Ⅲ）； 老化； 有效态砷； 结合态砷
Ａｇｉｎｇ ｐｒｏｃｅｓｓ ｏｆ ａｒｓｅｎｉｔｅ ［Ａｓ （Ⅲ）］ ｉｎ ｓｏｉｌｓ ｏｒｉｇｉｎａｔｅｄ ｆｒｏｍ ｄｉｆｆｅｒｅｎｔ ｐａｒｅｎｔ ｍａｔｅｒｉａｌｓ． ＧＡＯ
Ｘｕｅ， ＷＡＮＧ Ｙａ⁃ｎａｎ， ＺＥＮＧ Ｘｉ⁃ｂａｉ∗， ＢＡＩ Ｌｉｎｇ⁃ｙｕ， ＳＵ Ｓｈｉ⁃ｍｉｎｇ， ＷＵ Ｃｕｉ⁃ｘｉａ （Ｍｉｎｉｓｔｒｙ ｏｆ Ａｇｒｉ⁃
ｃｕｌｔｕｒｅ Ｋｅｙ Ｌａｂｏｒｔｏｒｙ ｏｆ Ａｇｒｏ⁃Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔ， Ｉｎｓｔｉｔｕｔｅ ｏｆ Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔ ａｎｄ Ｓｕｓｔａｉｎａｂｌｅ Ｄｅｖｅｌｏｐｍｅｎｔ ｉｎ
Ａｇｒｉｃｕｌｔｕｒｅ， Ｃｈｉｎｅｓｅ Ａｃａｄｅｍｙ ｏｆ Ａｇｒｉｃｕｌｔｕｒａｌ Ｓｃｉｅｎｃｅｓ， Ｂｅｉｊｉｎｇ １０００８１， Ｃｈｉｎａ） ．
Ａｂｓｔｒａｃｔ： Ａｎ ｉｎｃｕｂａｔｉｏｎ ｔｅｓｔ ｗａｓ ｃｏｎｄｕｃｔｅｄ ｔｏ ｓｔｕｄｙ ｔｈｅ ｂｉｏａｖａｉｌａｂｉｌｉｔｙ ａｎｄ ｆｒａｃｔｉｏｎａｔｉｏｎｓ ｏｆ ｅｘｏｇｅ⁃
ｎｏｕｓ ａｒｓｅｎｉｔｅ ［Ａｓ（Ⅲ）］ ｄｕｒｉｎｇ ｔｈｅ ａｇｉｎｇ ｐｅｒｉｏｄ ｉｎ ｔｈｒｅｅ ｓｏｉｌｓ ｏｒｉｇｉｎａｔｅｄ ｆｒｏｍ ｄｉｆｆｅｒｅｎｔ ｐａｒｅｎｔ ｍａｔｅ⁃
ｒｉａｌｓ， ｉｎｃｌｕｄｉｎｇ ｑｕａｔｅｒｎａｒｙ ｒｅｄ ｃｌａｙ， ｐｕｒｐｌｅ ｓａｎｄｙ ｓｈａｌｅ ａｎｄ ｇｒａｎｉｔｅ． Ｔｈｅ ｒｅｓｕｌｔｓ ｉｎｄｉｃａｔｅｄ ｔｈａｔ ｔｈｅ
ｅｘｏｇｅｎｏｕｓ ａｒｓｅｎｉｔｅ Ａｓ（Ⅲ） ｗｅｒｅ ｔｏｔａｌｌｙ ｔｒａｎｓｆｏｒｍｅｄ ｉｎｔｏ Ａｓ（Ｖ） ａｆｔｅｒ １２０ ｄ ａｇｉｎｇ． Ｔｈｅ ａｖａｉｌａｂｌｅ Ａｓ
ｃｏｎｔｅｎｔ ｉｎ ｓｏｉｌｓ ｄｅｒｉｖｅｄ ｆｒｏｍ ｔｈｅ ｔｈｒｅｅ ｓｏｉｌｓ ｇｅｎｅｒａｌｌｙ ｄｅｃｒｅａｓｅｄ ｓｅｑｕｅｎｔｉａｌｌｙ ｔｈｒｏｕｇｈｏｕｔ ｔｈｅ ａｇｉｎｇ
ｐｅｒｉｏｄ ｉｎ ｔｈｅ ｏｒｄｅｒ ｏｆ ｐｕｒｐｌｅ ｓａｎｄｙ ｓｈａｌｅ， ｇｒａｎｉｔｅ ａｎｄ ｑｕａｔｅｒｎａｒｙ ｒｅｄ ｃｌａｙ． Ｔｈｅ ｐｓｅｕｄｏ⁃ｓｅｃｏｎｄ⁃ｏｒｄｅｒ
ｍｏｄｅｌ ｗｅｌｌ ｆｉｔｔｅｄ ｔｈｅ ｃｈａｎｇｅ ｏｆ ａｖａｉｌａｂｌｅ Ａｓ ｃｏｎｔｅｎｔ ｗｉｔｈ ａｇｉｎｇ ｔｉｍｅ （Ｐ＜０．０５）． Ｓｏｉｌ ｐＨ， ｏｒｇａｎｉｃ
ｍａｔｔｅｒ （ＳＯＭ） ｃｏｎｔｅｎｔ ａｎｄ ｔｈｅ ｃｏｎｃｅｎｔｒａｔｉｏｎｓ ｏｆ Ｆｅ， Ａｌ ａｎｄ Ｍｎ ｏｘｉｄｅｓ ｗｅｒｅ ｔｈｅ ｍａｉｎ ｆａｃｔｏｒｓ ｉｎｆｌｕ⁃
ｅｎｃｉｎｇ ｔｈｅ ｒｅｄ ｓｏｉｌ ａｒｓｅｎｉｃ ｉｎ ａｇｉｎｇ， ｅｓｐｅｃｉａｌｌｙ， Ｍｎ ｏｘｉｄｅｓ ｐｌａｙｅｄ ａ ｍｏｒｅ ｃｒｕｃｉａｌ ｒｏｌｅ ｔｈａｎ Ｆｅ ａｎｄ
Ａｌ ｏｘｉｄｅｓ ｉｎ Ａｓ ａｇｉｎｇ （Ｐ＜０．０５）． Ｃｏｒｒｅｌａｔｉｏｎ ａｎａｌｙｓｉｓ ｒｅｖｅａｌｅｄ ｔｈａｔ ｔｈｅ ｎｏｎ⁃ｓｐｅｃｉａｌｌｙ ａｎｄ ｓｐｅｃｉａｌｌｙ
ａｂｓｏｒｂｅｄ Ａｓ ｃｏｎｓｔｉｔｕｔｅｄ ｔｈｅ ｐｒｉｍａｒｙ ｆｏｒｍｓ ｏｆ ａｖａｉｌａｂｌｅ Ａｓ．
Ｋｅｙ ｗｏｒｄｓ： ａｒｓｅｎｉｔｅ； ａｇｉｎｇ； ａｖａｉｌａｂｌｅ Ａｓ； ｃｏｍｂｉｎｅｄ Ａｓ．
本文由国家自然科学基金项目（４１１７１２５５）资助 Ｔｈｉｓ ｗｏｒｋ ｗａｓ ｓｕｐｐｏｒ⁃
ｔｅｄ ｂｙ ｔｈｅ Ｎａｔｉｏｎａｌ Ｎａｔｕｒａｌ Ｓｃｉｅｎｃｅ Ｆｏｕｎｄａｔｉｏｎ ｏｆ Ｃｈｉｎａ （４１１７１２５５） ．
２０１５⁃１２⁃１５ Ｒｅｃｅｉｖｅｄ， ２０１６⁃０２⁃１５ Ａｃｃｅｐｔｅｄ．
∗通讯作者 Ｃｏｒｒｅｓｐｏｎｄｉｎｇ ａｕｔｈｏｒ． Ｅ⁃ｍａｉｌ： ｚｅｎｇｘｉｂａｉ＠ ｃａａｓ．ｃｎ
　 　 砷是一种具有较强毒性的类金属元素，采矿和
冶炼中释放的砷以大气干、湿沉降和废水排放等形
式进入土壤，通过农作物进入食物链并威胁人体健
康，这种现象在我国南方红壤地区较为突出［１］ ．土壤
中的砷主要以 Ａｓ（Ⅲ）和 Ａｓ（Ⅴ）的含氧酸盐形式存
在，好氧条件下土壤溶液中的砷多以 Ａｓ（Ⅴ）存在，
而缺氧条件下则多以 Ａｓ（Ⅲ）形式存在［２］ ．外源砷进
入土壤后，会通过吸附解吸、固定等多种途径与土壤
胶体相结合，在该过程中各种作用相互交替，并最终
达到平衡，但该过程同时也受到土壤性质［３］、外源
砷形态和添加量等的影响［４－５］ ．近年来，在相关方面
进行了一系列研究，如 Ｗａｎｇ 等［６］研究了外源 Ａｓ
（Ⅴ）在土壤中生物有效性随时间的变化，发现随着
时间的推移，在添加 Ａｓ（Ⅴ）的前 ３０ ｄ 土壤有效砷
含量呈急剧下降趋势，与砷生物有效性密切相关的
是土壤中非专性吸附态和专性吸附态砷的含量，且
铝氧化物比铁氧化物对砷有效性的影响更加明显．
Ｔａｎｇ等［７］研究发现，外源 Ａｓ（Ⅴ）进入土壤后主要
与铁、铝氧化物等形成专性或非专性吸附，土壤中铁
铝氧化物含量、ｐＨ等可能是影响上述过程的主要因
应 用 生 态 学 报　 ２０１６年 ５月　 第 ２７卷　 第 ５期　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 ｈｔｔｐ： ／ ／ ｗｗｗ．ｃｊａｅ．ｎｅｔ
Ｃｈｉｎｅｓｅ Ｊｏｕｒｎａｌ ｏｆ Ａｐｐｌｉｅｄ Ｅｃｏｌｏｇｙ， Ｍａｙ ２０１６， ２７（５）： １４５３－１４６０　 　 　 　 　 　 　 　 　 ＤＯＩ： １０．１３２８７ ／ ｊ．１００１－９３３２．２０１６０５．０１１
素．Ｙａｎｇ等［８］研究认为，外源 Ａｓ（Ⅴ）进入土壤后，
土壤有效砷含量随时间推移显著降低，且该过程同
样受到铁氧化物含量、ｐＨ 等的影响．曾希柏等［９－１０］、
和秋红等［１１］、吴萍萍等［１２］先后研究了外源 Ａｓ（Ⅴ）
及甲基砷等在土壤中的转化等过程，但 Ａｓ（Ⅲ）进入
土壤后与土壤的相互作用及土壤性质的影响等研究
尚不多见．基于此，本研究采用实验室培养方法，选
取红壤区 ３ 种不同母质发育且性质差异较大的土
壤，研究了外源 Ａｓ（Ⅲ）进入土壤后与土壤的结合及
其形态等随时间的变化，试图阐明其形态和有效性
随时间变化的规律，为砷污染土壤的调控、修复及安
全利用提供参考．
１　 材料与方法
１􀆰 １　 供试土壤
３种供试土壤均采自湖南衡阳（２６°７５′—２６°９７′
Ｎ，１１１°８５′—１１１°９５′ Ｅ），且均为 ０～２０ ｃｍ的耕层土
壤，其成土母质分别为第四纪红土（第四纪红壤，
ＲＳ１）、紫色砂页岩（紫色土，ＲＳ２）、花岗岩（花岗岩红
壤，ＲＳ３）．采集的土壤样品经自然风干后均匀混合，
除去较大的植物残体和土壤中的砂石、砖块等杂物，
过 ２ ｍｍ尼龙筛后备用．供试土壤的基本理化性质见
表 １．
１􀆰 ２　 试验方法
将 ＮａＡｓＯ２［Ａｓ（Ⅲ）］加入制备好的土壤中，使
土壤中外源添加砷的浓度为 １００ ｍｇ·ｋｇ－１（不考虑
土壤本底砷浓度）．将土壤样品充分混匀，并使其含
水量保持在田间持水量的 ７０％左右，取 ２００ ｇ 添加
了 ＮａＡｓＯ２的土壤置于 １００ ｍＬ 烧杯中并盖上半透
膜，随机放入恒温恒湿箱中并保持温度在（２５±１）
℃、湿度在 ７０％，每种土壤重复 ３ 次，每两天用称量
法补充水分、使土壤含水量保持相对稳定．培养至 １、
３、７、１５、３０、６０、９０、１２０ ｄ时分别取土样测定．
１􀆰 ３　 测定项目与方法
１􀆰 ３􀆰 １土壤水溶态砷的测定 　 采用和秋红等［１１］方
法，称取相当于 ０．５ ｇ烘干土的新鲜土壤于 ５０ ｍＬ离
心管中，加入 １０ ｍＬ 超纯水，用超声波协助提取 ３０
ｍｉｎ，然后 ８０００ ｒ·ｍｉｎ－１离心 ３ ｍｉｎ，重复提取 ３ 次，
最后将提取液合并，过滤．上机测定前的土壤溶液过
０．２２ μｍ 滤膜后，用 ＳＡ⁃１０ 型高效液相色谱⁃氢化物
发生⁃原子荧光仪（北京吉天仪器有限公司生产）测
定待测液中的砷．
１􀆰 ３􀆰 ２土壤有效态砷的测定 　 采用 ＮａＨＣＯ３提取
法［１３］ ，即称取过２ ｍｍ筛的风干土样５ ｇ于１００ ｍＬ
表 １　 供试土壤的理化性质
Ｔａｂｌｅ １　 Ｐｈｙｓｉｃｏｃｈｅｍｉｃａｌ ｐｒｏｐｅｒｔｉｅｓ ｏｆ ｅｘｐｅｒｉｍｅｎｔａｌ ｓｏｉｌｓ
项目
Ｉｔｅｍ
第四纪红壤
Ｑｕａｔｅｒｎａｒｙ ｒｅｄ
ｃｌａｙ ｓｏｉｌ
紫色土
Ｐｕｒｐｌｅ ｓａｎｄｙ
ｓｈａｌｅ ｓｏｉｌ
花岗岩红壤
Ｇｒａｎｉｔｅ
ｓｏｉｌ
土壤母质 Ｓｏｉｌ ｐａｒｅｎｔ ｍａｔｅｒｉａｌ 第四纪红土 紫色砂页岩 花岗岩
土壤 ｐＨ Ｓｏｉｌ ｐＨ ４．９４ ８．２９ ５．３９
有机质 Ｓｏｉｌ ｏｒｇａｎｉｃ ｍａｔｔｅｒ （ｇ·ｋｇ－１） ２０．２０ ７．５５ １９．６０
全磷 Ｔｏｔａｌ Ｐ （ｇ·ｋｇ－１） ０．６４ ０．７２ ０．６０
有效磷 Ｏｌｓｅｎ⁃Ｐ （ｍｇ·ｋｇ－１） ３２．９ １０．６ ５４．８
土壤阳离子交换量 ＣＥＣ （ｃｍｏｌ·ｋｇ－１） １０．７ １１．７ ６．５
游离氧化物 Ｆｒｅｅ ｏｘｉｄｅｓ （ｇ·ｋｇ－１） 游离铁氧化物（Ｆｅｄ） ３８．４ ２８．５ １０．３
游离铝氧化物（Ａｌｄ） ２．５８ ０．８５ １．７５
游离锰氧化物（Ｍｎｄ） ０．８２ ０．６３ ０．１５
无定型氧化物 Ａｍｏｒｐｈｏｕｓ ｏｘｉｄｅｓ （ｇ·ｋｇ－１） 无定形铁氧化物（Ｆｅｏ） ２．１６ ０．７３ １．３２
无定形铝氧化物（Ａｌｏ） １．６０ ０．５４ ０．５２
无定形锰氧化物（Ｍｎｏ） ０．５８ ０．４７ ０．１０
机械组成 Ｐａｒｔｉｃｌｅ ｃｏｍｐｏｓｉｔｉｏｎ （％） 粘粒（＜０．００２ ｍｍ） １０．１３ ６．９７ ４．９４
粉粒（０．００２～０．０５ ｍｍ） ７０．８２ ５９．６２ ４４．８２
砂粒（０．０５～２ ｍｍ） １９．０５ ３３．４１ ５０．２３
总砷 Ｎａｔｉｖｅ Ａｓ （ｍｇ·ｋｇ－１） ２７．９８ １０．７１ ２０．８０
有效态砷 Ａｖａｉｌａｂｌｅ Ａｓ （ｍｇ·ｋｇ－１） ０．０５ ０．０７ ０．０５
结合态砷 Ｃｏｍｂｉｎｅｄ Ａｓ （ｍｇ·ｋｇ－１） 非专性吸附态（Ｆ１） ０．０１ ０．０４ ０．０３
专性吸附态（Ｆ２） １．３２ １．４５ １．７６
弱结晶水合铁铝氧化物结合态（Ｆ３） ４．０６ ３．２４ ６．２３
结晶水合铁铝氧化物结合态（Ｆ４） ５．７７ ２．８８ ８．８７
残渣态（Ｆ５） １６．８５ ３．１０ ３．９１
４５４１ 应　 用　 生　 态　 学　 报　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 ２７卷
表 ２　 土壤中各结合态砷的提取步骤
Ｔａｂｌｅ ２　 Ｓｅｑｕｅｎｔｉａｌ ｅｘｔｒａｃｔｉｏｎ ｐｒｏｃｅｄｕｒｅ ｆｏｒ Ａｓ ｉｎ ｓｏｉｌｓ
砷结合态
Ｃｏｍｂｉｎｅｄ Ａｓ
提取剂
Ｅｘｔｒａｃｔａｎｔ
提取条件
Ｅｘｔｒａｃｔａｎｔ
ｃｏｎｄｉｔｉｏｎ
固液比
Ｓｏｌｉｄ⁃ｔｏ⁃
ｓｏｌｕｔｉｏｎ ｒａｔｉｏ
清洗步骤
Ｗａｓｈ ｓｔｅｐ
非专性吸附态砷
Ｎｏｎ⁃ｓｐｅｃｉｆｉｃａｌｌｙ ｓｏｒｂｅｄ Ａｓ （Ｆ１）
（ＮＨ４） ２ＳＯ４（０．０５ ｍｏｌ·Ｌ－１） ２０ ℃振荡 ４ ｈ １ ∶ ２５
专性吸附态砷
Ｓｐｅｃｉｆｉｃａｌｌｙ ｓｏｒｂｅｄ Ａｓ （Ｆ２）
ＮＨ４Ｈ２ＰＯ４（０．０５ ｍｏｌ·Ｌ－１） ２０ ℃振荡 １６ ｈ １ ∶ ２５
弱结晶水合铁铝氧化物结合态砷
Ａｍｏｒｐｈｏｕｓ ａｎｄ ｐｏｏｒｌｙ⁃ｃｒｙｓｔａｌｌｉｎｅ ｈｙｄｒｏｕｓ
Ｆｅ ／ Ａｌ ｏｘｉｄｅｓ ａｓｓｏｃｉａｔｅｄ Ａｓ （Ｆ３）
草酸铵缓冲溶液
（０．２ ｍｏｌ·Ｌ－１，ｐＨ ３．２５）
２０ ℃黑暗振荡 ４ ｈ １ ∶ ２５ 固液比 １ ∶ １２．５避光
振荡 １０ ｍｉｎ
结晶水合铁铝氧化物结合态砷
Ｗｅｌｌ⁃ｃｒｙｓｔａｌｌｉｚｅｄ ｈｙｄｒｏｕｓ Ｆｅ ／ Ａｌ ｏｘｉｄｅｓ
ａｓｓｏｃｉａｔｅｄ Ａｓ （Ｆ４）
草酸铵缓冲溶液（０．２ ｍｏｌ·Ｌ－１ ） ＋
抗坏血酸（０．１ ｍｏｌ·Ｌ－１），ｐＨ ３．２５
（９６±３） ℃水浴
３０ ｍｉｎ
１ ∶ ２５ 固液比 １ ∶ １２．５避光
振荡 １０ ｍｉｎ
残渣态砷
Ｒｅｓｉｄｕａｌ Ａｓ （Ｆ５）
ＨＮＯ３和 ＨＣｌ（优级纯） １５０ ℃硝解 ２ ｈ
离心管中，加入 ５０ ｍＬ ０．５ ｍｏｌ·Ｌ－１的 ＮａＨＣＯ３溶液，
震荡 ２ ｈ，离心过滤，用 ＳＡ⁃１０型氢化物发生⁃原子荧
光仪测定待测液中的砷．
１􀆰 ３􀆰 ３土壤结合态砷的测定　 土壤中各结合态砷的
提取采用 Ｗｅｎｚｅｌ等［１４］的方法，具体如表 ２．
１􀆰 ３􀆰 ４土壤相关理化性质的测定　 用 ０．５ ｍｏｌ·Ｌ－１
ＮａＯＨ（酸性土壤）和 ０．５ ｍｏｌ·Ｌ－１草酸钠（对 ｐＨ＞６
的土壤）进行分散后，用激光粒度分析仪测定土壤
粒径组成［１５］；用水土比 ２．５ ∶ １ 水浸⁃电位法测定土
壤 ｐＨ［１５］；按 Ｓｐａｒｋｓ等［１６］的方法测定土壤阳离子交
换量，重铬酸钾氧化法测定土壤有机碳［１５］，碳酸氢
钠提取法测定土壤有效磷［１７］，Ｈ２ＳＯ４⁃ＨＣｌＯ４消化法
测定土壤总磷［１５］，草酸铵提取法测定土壤中无定形
铁、铝、锰氧化物含量［１５］，二亚硫酸钠⁃柠檬酸钠⁃重
碳酸钠提取法（ＤＣＢ）测定土壤中游离铁、铝、锰含
量［１３］，王水消解［１８］，ＨＧ⁃ＡＦＳ法测定土壤总砷．
１􀆰 ４　 数据处理
试验数据采用 Ｅｘｃｅｌ ２０１３ 处理，并表示为平均
值±标准误，用 ＳＰＳＳ １３．０ 软件进行方差分析、Ｄｕｃａｎ
新复极差法进行多重比较（α＝ ０．０５）．
２　 结果与分析
２􀆰 １　 外源 Ａｓ（Ⅲ）添加到土壤后价态随时间的变化
通过观察添加 Ａｓ（Ⅲ）后培养期间 ３ 种土壤中
砷的价态随时间的变化，发现 Ａｓ（Ⅲ）进入土壤后在
本试验条件下能较快转化为 Ａｓ（Ⅴ），但没有检测出
有机态砷．
由图 １ 可知，外源 Ａｓ（Ⅲ）添加到土壤中后，随
着时间的推移，３种土壤中 Ａｓ（Ⅲ）含量的变化趋势
尽管相同，但在第四纪红壤中直至 ９０ ｄ 后才检测不
出 Ａｓ（Ⅲ），在花岗岩红壤中，培养 ６０ ｄ 后，就检测
不到 Ａｓ（Ⅲ）的存在，在紫色土中培养 ６０ ｄ 后尚能
检测到微量 Ａｓ（Ⅲ）的存在．３ 种土壤中水溶性 Ａｓ
（Ⅴ）含量的变化呈现出在培养的前 １５ ｄ快速增加，
然后缓慢下降，至 ９０ ｄ 后基本维持不变的趋势．
而无机态砷总量［Ａｓ（Ⅲ） ＋ Ａｓ（Ⅴ）］则在整个培养
阶段均呈现出缓慢下降的过程．同时，３种土壤中添
图 １　 外源 Ａｓ（Ⅲ）在 ３种土壤中价态随老化时间的变化
Ｆｉｇ．１　 Ｖａｒｉａｔｉｏｎ ｏｆ ａｒｓｅｎｉｔｅ Ａｓ（Ⅲ） ｆｏｒｍｓ ｉｎ ｔｈｒｅｅ ｒｅｄ ｓｏｉｌｓ
ｄｕｒｉｎｇ ｔｈｅ ａｇｉｎｇ ｐｅｒｉｏｄ．
ＲＳ１： 第四纪红壤 Ｑｕａｔｅｒｎａｒｙ ｒｅｄ ｃｌａｙ ｓｏｉｌ； ＲＳ２： 紫色土 Ｐｕｒｐｌｅ ｓａｎｄｙ
ｓｈａｌｅ ｓｏｉｌ； ＲＳ３： 花岗岩红壤 Ｇｒａｎｉｔｅ ｓｏｉｌ． 下同 Ｔｈｅ ｓａｍｅ ｂｅｌｏｗ．
５５４１５期　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 高　 雪等： 外源 Ａｓ（Ⅲ）在不同母质发育土壤中的老化过程　 　 　 　 　 　
图 ２　 添加外源 Ａｓ（Ⅲ）后 ３种土壤中有效态砷占总砷比例
随老化时间的变化
Ｆｉｇ．２　 Ｖａｒｉａｔｉｏｎ ｏｆ ｔｈｅ ｐｅｒｃｅｎｔａｇｅ ｏｆ ａｖａｉｌａｂｌｅ Ａｓ ｉｎ ｔｏｔａｌ ａｒｓｅ⁃
ｎｉｃ ｏｆ ｔｈｒｅｅ ｒｅｄ ｓｏｉｌｓ ｄｕｒｉｎｇ ｔｈｅ ａｇｉｎｇ ｐｅｒｉｏｄ．
加 Ａｓ（Ⅲ）后可检测到的无机态砷总量差异较大，最高
为紫色土（３７．９９ ｍｇ·ｋｇ－１），其次是花岗岩红壤（３１．０５
ｍｇ·ｋｇ－１），而第四纪红壤最低（１４．６３ ｍｇ·ｋｇ－１）；土壤
中 Ａｓ（Ⅴ）含量最高值也有较大差别，其中紫色土最
高（２７．０１ ｍｇ · ｋｇ－１ ），其次是花岗岩红壤 （１５． ２３
ｍｇ·ｋｇ－１），而第四纪红壤最低（６．８５ ｍｇ·ｋｇ－１）．
２􀆰 ２　 外源 Ａｓ（Ⅲ）添加到土壤后有效态砷随老化时
间的变化
２􀆰 ２􀆰 １土壤有效态砷含量的变化　 由图 ２ 可知，向 ３
种土壤中加入 Ａｓ（Ⅲ）后，随着培养时间的延长，３ 种
土壤有效态砷含量占总砷的比例呈现出在培养的前
７ ｄ含量增加，然后缓慢下降，至第 ９０天后基本达到
平衡的趋势，其大小依次为：紫色土＞花岗岩红壤＞第
四纪红壤．这一结果与Ｗａｎｇ等［６］对 Ａｓ（Ⅴ）老化前 ３０
ｄ有效态砷含量急剧下降有所差异，可能与 Ａｓ（Ⅲ）和
Ａｓ（Ⅴ）所带的电荷数量及被土壤胶体吸附强弱不同
等有关．一般地，土壤胶体对砷酸根的吸附量比亚砷
酸根大、且吸附能力较强，当向土壤中加入 Ａｓ（Ⅴ）
时，所加入的 Ａｓ（Ⅴ）会很快被土壤胶体吸附，且较难
被解吸，因而下降速度更快，而添加 Ａｓ（Ⅲ）时则吸附
量较小、且吸附较弱［１９］ ．
对前述 ３种土壤的相关指标与土壤中有效态砷
含量占总砷的比例（百分数）进行相关分析后发现
（表 ３），无论是外源砷刚加入土壤中、还是到老化
１２０ ｄ时，土壤有效态砷占总砷的百分数均与 ｐＨ 值
呈显著正相关，而与土壤有机质、游离铝氧化物、无
定形铁氧化物和无定形铝氧化物含量呈显著负相
关．该结果说明，外源 Ａｓ（Ⅲ）加入土壤后其有效性
等的变化可能在很大程度上受土壤 ｐＨ、有机质及铁
铝氧化物的影响．
２􀆰 ２􀆰 ２ Ａｓ（Ⅲ）老化中有效态含量变化的动力学模拟
　 应用几种典型动力学方程模拟 ３种土壤中添加外
源 Ａｓ（Ⅲ）后，培养期间有效砷含量的变化．
　 　 从表 ４可以看出，在 ４种常用的动力学方程中，
准二级动力学方程、抛物线扩散方程都能较好地拟
合试验数据，且以准二级动力学方程模拟结果最优
（Ｒ２ ＝ ０．９０ ～ ０．９７，Ｐ＜０．０５，ＳＥ ＝ ０．５８ ～ ８．４８）．在准二
级动力学方程中，速率常数 ｋ 代表外源砷老化的速
率常数，Ｑｅ代表平衡时土壤有效砷的含量，可用于
比较不同土壤中砷的老化过程．用逐步回归方法分
析土壤相关理化性质与 ｋ、Ｑｅ的相互关系，其结果如
方程（１）和（２），从这 ２ 个方程可以看出，土壤 ｐＨ、
锰氧化物是影响砷吸附动力学参数的重要因素．当
ｐＨ变化一个单位时，ｋ值增加 ０．０１、Ｑｅ值增加 ３􀆰 ６７；
当 Ｍｎｏ含量变化 １个单位时，ｋ 值减少 ０．０５、Ｑｅ值减
少 ５．６７．
ｋ＝ －０．０７＋０．０１［ｐＨ］－０．０５［Ｍｎｏ］（Ｒ２ ＝ ０．８８，Ｐ＜
０．０５） （１）
Ｑｅ ＝ －１２．９２＋３．６７［ｐＨ］－５．６７［Ｍｎｏ］（Ｒ２ ＝ ０．８６，
Ｐ＜０．０５） （２）
２􀆰 ３　 外源 Ａｓ（Ⅲ）添加到土壤后结合态砷随老化时
间的变化
２􀆰 ３􀆰 １土壤结合态砷含量　 本研究测定了添加外源
Ａｓ（Ⅲ）后不同老化时间土壤结合态砷含量占总砷
含量的变化（图 ３）．
吸附和解吸是影响土壤中砷化合物迁移、转化
的重要过程，外源砷进入土壤后通过吸附⁃解吸、离
表 ３　 不同老化时间下土壤有效态砷占总砷比例与土壤性质的相关系数
Ｔａｂｌｅ ３　 Ｃｏｒｒｅｌａｔｉｏｎ ｃｏｅｆｆｉｃｉｅｎｔｓ ｂｅｔｗｅｅｎ ｔｈｅ ｐｅｒｃｅｎｔａｇｅ ｏｆ ａｖａｉｌａｂｌｅ Ａｓ ｉｎ ｔｏｔａｌ ａｒｓｅｎｉｃ ａｎｄ ｓｏｉｌ ｐｒｏｐｅｒｔｉｅｓ ａｔ ｄｉｆｆｅｒｅｎｔ ａｇｉｎｇ
ｐｅｒｉｏｄｓ （ｎ＝９）
ｐＨ ＳＯＭ ＣＥＣ Ｆｅｄ Ａｌｄ Ｍｎｄ Ｆｅｏ Ａｌｏ Ｍｎｏ
Ｃ１ ０．９７８∗∗ －０．９５９∗∗ ０．３７１ －０．１５５ －０．９８３∗∗ －０．０７９ －０．９５４∗∗ －０．７３８∗ ０．０２１
Ｃ１２０ ０．９７３∗∗ －０．９５２∗∗ ０．３５２ －０．１７４ －０．９８５∗∗ －０．０９９ －０．９５８∗∗ －０．７５０∗ ０．０４１
∗Ｐ＜０．０５；∗∗Ｐ＜０．０１． 下同 Ｔｈｅ ｓａｍｅ ｂｅｌｏｗ． Ｃ１：第一天有效态含量 Ｃｏｎｔｅｎｔ ｏｆ ａｖａｉｌａｂｌｅ Ａｓ ａｔ ｔｈｅ ｆｉｒｓｔ ｄａｙ； Ｃ１２０：老化第 １２０天有效态含量 Ｃｏｎ⁃
ｔｅｎｔ ｏｆ ａｖａｉｌａｂｌｅ Ａｓ ａｔ ｔｈｅ １２０ｔｈ ｄａｙ； ｐＨ： Ｓｏｉｌ ｐＨ； ＳＯＭ： 有机质 Ｓｏｉｌ ｏｒｇａｎｉｃ ｍａｔｔｅｒ； ＣＥＣ： 土壤阳离子交换量 Ｃａｔｉｏｎ ｅｘｃｈａｎｇｅ ｃａｐａｃｉｔｙ； Ｆｅｄ ／ Ａｌｄ ／
Ｍｎｄ： 游离铁、铝、锰氧化物含量 Ｃｏｎｔｅｎｔ ｏｆ ｆｒｅｅ Ｆｅ， Ａｌ ａｎｄ Ｍｎ ｏｘｉｄｅｓ； Ｆｅｏ ／ Ａｌｏ ／ Ｍｎｏ：无定形铁、铝、锰氧化物含量 Ｃｏｎｔｅｎｔ ｏｆ ａｍｏｒｐｈｏｕｓ Ｆｅ， Ａｌ ａｎｄ
Ｍｎ ｏｘｉｄｅｓ．
６５４１ 应　 用　 生　 态　 学　 报　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 ２７卷
表 ４　 添加外源 Ａｓ（Ⅲ）后 ３种土壤中有效态砷变化的动力学模型拟合结果
Ｔａｂｌｅ ４　 Ｓｉｍｕｌａｔｅｄ ｒｅｓｕｌｔｓ ｏｆ ｖａｒｉｏｕｓ ｍｏｄｅｌｓ ｕｓｅｄ ｔｏ ｄｅｓｃｒｉｂｅ ｔｈｅ ｃｈａｎｇｅ ｏｆ ａｖａｉｌａｂｌｅ Ａｓ ｉｎ ｔｈｒｅｅ ｓｏｉｌｓ ｗｉｔｈ ｔｈｅ ａｄｄｉｔｉｏｎ ｏｆ
ｅｘｏｇｅｎｏｕｓ ａｒｓｅｎｉｔｅ ［Ａｓ（Ⅲ）］
土壤
Ｓｏｉｌ
Ｅｌｏｖｉｃｈ方程
Ｅｌｏｖｉｃｈ ｅｑｕａｔｉｏｎ
Ｑ ｔ＝ａ＋ｂｌｎｔ
ａ ｂ Ｒ２ ＳＥ
双常数方程
Ｔｗｏ⁃ｃｏｎｓｔａｎｔ ｅｑｕａｔｉｏｎ
ｌｎＱ ｔ＝ａ＋ｂｌｎｔ
Ａ ｂ Ｒ２ ＳＥ
准二级动力学方程
Ｐｓｅｕｄｏ⁃ｓｅｃｏｎｄ⁃ｏｒｄｅｒ ｅｑｕａｔｉｏｎ
ｔ ／ Ｑ ｔ＝１ ／ （ｋ·Ｑｅ２）＋ｔ ／ Ｑｅ
ｋ Ｑｅ Ｒ２ ＳＥ
抛物线扩散方程
Ｐａｒａｂｏｌｉｃ ｄｉｆｆｕｓｉｏｎ ｅｑｕａｔｉｏｎ
Ｑ ｔ＝Ｋｐｔ１ ／ ２＋Ｃ
Ｋｐ Ｃ Ｒ２ ＳＥ
ＲＳ１ ８．２５ －１．１０ ０．７６５５ １．１２ ２．２７ －０．２６ ０．６７０２ ０．３４ －０．０５ １．８６ ０．９０３９∗∗ ８．４８ －０．５６ ８．１８ ０．９５１７∗∗ ０．５１
ＲＳ２ ３４．５６ －３．４３ ０．７８２２ ３．３３ ３．６０ －０．１５ ０．７１７３ ０．１７ －０．０１ １４．７３ ０．９６９４∗∗ ０．５８ －１．７４ ３４．２２ ０．９４５６∗∗ １．６６
ＲＳ３ １７．１１ －１．８８ ０．７５４９ ８．０６ ２．９２ －０．１８ ０．６９６５ ０．２２ －０．０２ ６．２２ ０．９６２１∗∗ １．５４ －０．９７ １７．０１ ０．９４１５∗∗ １５．４６
ＲＳ１： 第四纪红壤 Ｑｕａｔｅｒｎａｒｙ ｒｅｄ ｃｌａｙ ｓｏｉｌ； ＲＳ２：紫色土 Ｐｕｒｐｌｅ ｓａｎｄｙ ｓｈａｌｅ ｓｏｉｌ； ＲＳ３：花岗岩红壤 Ｇｒａｎｉｔｅ ｓｏｉｌ； ａ，ｂ，ｃ：常数 Ｃｏｎｓｔａｎｔ； ｔ： 老化时间
（ｄ） Ａｇｉｎｇ ｔｉｍｅ （ｄ）； ｋ： 准二级动力学方程速率常数 Ｐｓｅｕｄｏ⁃ｓｅｃｏｎｄ⁃ｏｒｄｅｒ ｒａｔｅ ｃｏｎｓｔａｎｔ （ ｋｇ·ｍｇ－１·ｄ－１）； Ｑｅ： 平衡时有效态砷含量 Ｃｏｎｔｅｎｔ ｏｆ
ａｖａｉｌａｂｌｅ Ａｓ ａｔ ｅｑｕｉｌｉｂｒｉｕｍ ｔｉｍｅ （ｍｇ·ｋｇ－１）； Ｑｔ： ｔ时有效态砷含量 Ｃｏｎｔｅｎｔ ｏｆ ａｖａｉｌａｂｌｅ Ａｓ ａｔ ｔｉｍｅ ｔ （ｍｇ·ｋｇ－１）； Ｋｐ： 抛物线扩散方程速率常数
Ｐａｒａｂｏｌｉｃ ｄｉｆｆｕｓｉｏｎ ｒａｔｅ ｃｏｎｓｔａｎｔ （ｋｇ·ｍｇ－１·ｄ－１ ／ ２）； Ｒ２： 决定系数 Ｃｏｅｆｆｉｃｉｅｎｔ ｏｆ ｄｅｔｅｒｍｉｎａｔｉｏｎ； ＳＥ： 标准差 Ｓｔａｎｄａｒｄ ｅｒｒｏｒ．
子交换、络合、氧化还原等作用［２０］，从而转化成不同
的土壤结合态．一般而言，Ｆ１（非专性吸附态）与 Ｆ２
（专性吸附态）是其与土壤结合形态中相对活跃的 ２
种形态，有效性较高，且容易被植物吸收．Ｆ４（结晶水
合铁铝氧化物态）与 Ｆ５（残渣态砷）是固定于土壤颗
粒晶体结构或包蔽于其他金属难溶盐沉淀中的砷，
其移动性较差、但危害性也相对较低． Ｆ３（弱结晶水
合铁铝氧化物结合态）则是一种中间过渡态．
图 ３　 添加外源 Ａｓ（Ⅲ）后 ３种土壤中结合态砷含量占总砷
比例随老化时间的变化
Ｆｉｇ．３　 Ｖａｒｉａｔｉｏｎ ｏｆ ｔｈｅ ｐｅｒｃｅｎｔａｇｅ ｏｆ Ａｓ ｆｒａｃｔｉｏｎｓ ｉｎ ｔｏｔａｌ ａｒｓｅ⁃
ｎｉｃ ｏｆ ｔｈｒｅｅ ｒｅｄ ｓｏｉｌｓ ｗｉｔｈ ｔｈｅ ａｄｄｉｔｉｏｎ ｏｆ ｅｘｏｇｅｎｏｕｓ ａｒｓｅｎｉｔｅ
［Ａｓ（Ⅲ）］．
　 　 从 ３种土壤中添加 Ａｓ（Ⅲ）后培养期间结合态
砷含量的变化看，其总体趋势是 Ｆ１ 和 Ｆ２ 的含量降
低，Ｆ３ 含量变化不明显，Ｆ４ 和 Ｆ５ 的含量增加，这说
明外源 Ａｓ（Ⅲ）进入土壤后，随着其不断向 Ａｓ（Ⅴ）
转化等过程，与土壤胶体的结合也发生了相应的改
变．在培养的初期，添加到土壤中的砷首先与矿物通
过静电吸附或专性吸附形成外层或内层配合物［４］，
随后，非专性吸附态砷和专性吸附态砷逐渐进入矿
物的晶核内，先形成弱结晶水合铁铝氧化物结合态
砷，随后逐渐变为稳定的结晶水合铁铝氧化物态
与残渣态砷，同时，该过程中还伴随着 Ａｓ（Ⅲ）向
Ａｓ（Ⅴ）的转化，这种结果意味着老化过程中砷的生
物有效性降低，这与 Ｗａｎｇ等［６］的研究结果一致．
２􀆰 ３􀆰 ２土壤有效态砷与各结合态砷的关系　 根据前
述研究结果，对培养期间（０～１２０ ｄ）３种供试土壤中
有效态砷含量与各种结合态砷含量间的相互关系进
行了相关性分析．
从表５可以看出，土壤有效砷含量与Ｆ１ 、Ｆ２以
表 ５　 外源 Ａｓ（Ⅲ）老化中有效态砷与各结合态砷含量的相
关系数
Ｔａｂｌｅ ５　 Ｃｏｒｒｅｌａｔｉｏｎ ｃｏｅｆｆｉｃｉｅｎｔｓ ｂｅｔｗｅｅｎ ｔｈｅ ｃｏｎｔｅｎｔｓ ｏｆ ｓｅ⁃
ｑｕｅｎｔｉａｌｌｙ ｅｘｔｒａｃｔｅｄ Ａｓ ｆｒａｃｔｉｏｎｓ ａｎｄ ａｖａｉｌａｂｌｅ Ａｓ ｏｆ ｅｘｏｇｅ⁃
ｎｏｕｓ ａｒｓｅｎｉｔｅ ［Ａｓ（Ⅲ）］ ｄｕｒｉｎｇ ｔｈｅ ａｇｉｎｇ ｐｅｒｉｏｄ （ｎ＝２４）
有效态砷
Ａｖａｉｌａｂｌｅ Ａｓ
各结合态砷 Ａｓ ｆｒａｃｔｉｏｎｓ
Ｆ１ Ｆ２ Ｆ１＋Ｆ２ Ｆ３ Ｆ４
Ｆ１ ０．９５∗∗
Ｆ２ ０．８３∗∗ ０．７８∗∗
Ｆ１＋Ｆ２ ０．９３∗∗ ０．９３∗∗ ０．９６∗∗
Ｆ３ －０．０２ －０．１９ －０．１１ －０．１６　
Ｆ４ －０．８８∗∗ －０．８５∗∗ －０．８４∗∗ －０．８９∗∗ ０．０９　
Ｆ５ －０．７５∗∗ －０．６７∗∗ －０．７６∗∗ －０．７６∗∗ －０．４３∗∗ ０．５９∗∗
Ｆ１： 非专性吸附态砷 Ｎｏｎ⁃ｓｐｅｃｉｆｉｃａｌｌｙ ｓｏｒｂｅｄ Ａｓ； Ｆ２： 专性吸附态砷
Ｓｐｅｃｉｆｉｃａｌｌｙ ｓｏｒｂｅｄ Ａｓ； Ｆ１＋Ｆ２： 非专性吸附态砷＋专性吸附态砷 Ｓｕｍ ｏｆ
ｎｏｎ⁃ｓｐｅｃｉｆｉｃａｌｌｙ ｓｏｒｂｅｄ Ａｓ ａｎｄ ｓｐｅｃｉｆｉｃａｌｌｙ ｓｏｒｂｅｄ Ａｓ； Ｆ３：弱结晶水合铁
铝氧化物结合态砷 Ａｍｏｒｐｈｏｕｓ ａｎｄ ｐｏｏｒｌｙ⁃ｃｒｙｓｔａｌｌｉｎｅ ｈｙｄｒｏｕｓ Ｆｅ ／ Ａｌ
ｏｘｉｄｅｓ ａｓｓｏｃｉａｔｅｄ Ａｓ； Ｆ４： 结晶水合铁铝氧化物结合态砷 Ｗｅｌｌ⁃ｃｒｙｓｔａｌ⁃
ｌｉｚｅｄ ｈｙｄｒｏｕｓ Ｆｅ ／ Ａｌ ｏｘｉｄｅｓ ａｓｓｏｃｉａｔｅｄ Ａｓ； Ｆ５： 残渣态砷 Ｒｅｓｉｄｕａｌ Ａｓ．
７５４１５期　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 高　 雪等： 外源 Ａｓ（Ⅲ）在不同母质发育土壤中的老化过程　 　 　 　 　 　
及 Ｆ１＋Ｆ２ 呈现显著正相关，说明土壤有效态砷的主
要形态可能是非专性吸附态和专性吸附态．同时，有
效态砷的含量还与 Ｆ４ 和 Ｆ５ 具有显著的负相关，这
可能意味着，随着外源 Ａｓ（Ⅲ）向 Ａｓ（Ⅴ）转化、以及
在结合态上向 Ｆ４ 和 Ｆ５ 的转化，会同时使土壤中有
效砷含量下降，即其有效性降低．
３　 讨　 　 论
３􀆰 １　 外源 Ａｓ（Ⅲ）在土壤中老化的可能过程及其价
态转化
土壤性质对砷的吸附解吸、形态转化和固定等
过程均具有十分重要的影响．当 Ａｓ（Ⅲ）添加到土壤
中后，一方面，其本身可以被土壤胶体吸附，且被吸
附的量与土壤性质密切相关，本研究中 ３ 种土壤比
较，第四纪红壤的吸附量最高、紫色土最低，这种结
果可能在很大程度上与土壤粘粒含量［３］、ｐＨ［７－８］等
有关．土壤粒径大小也影响其对 Ａｓ 的吸附，粒径越
小土壤的表面积越大，吸附点位也越多，因此对砷酸
根阴离子的吸附量也越大［２１］，且吸附力越强，这也
是粘质土壤对砷酸根离子的吸附量较沙质土壤大、
吸附能力更强且较难被解吸出来的重要原因．ｐＨ 值
是影响土壤砷生物有效性的关键因素，ｐＨ值可以影
响土壤表面的可变电荷，当 ｐＨ 值高于电荷零点时，
土壤表面可变电荷中的负电荷大于正电荷，从而使
得土壤表面带负电荷，而土壤中的砷大多是以含氧
阴离子形式存在，因此，ｐＨ越高，土壤对砷的吸附性
越差，土壤溶液中砷的含量就越大［２２］ ．另一方面，在
本研究相对好气的条件下，添加到土壤中的 Ａｓ（Ⅲ）
可逐步转化为 Ａｓ（Ⅴ），使得土壤中 Ａｓ（Ⅴ）的含量
逐渐增加、Ａｓ（Ⅲ）含量则因逐渐被转化而降低，形
成的 Ａｓ（Ⅴ）同样会被土壤胶体吸附，并逐步达到平
衡．实际上，由于 Ａｓ（Ⅲ）和 Ａｓ（Ⅴ）尽管与土壤胶体
结合的能力有差别，但均能被土壤胶体吸附，因此，
整个老化过程中土壤水溶性砷的含量逐渐下降，并
在至第 ９０ 天时基本达到平衡，在该过程中外源
Ａｓ（Ⅲ）不仅基本上已转化为 Ａｓ（Ⅴ），而且其老化
过程及其与土壤胶体的相互作用过程也基本完成．
外源 Ａｓ（Ⅲ）进入土壤后，在本试验的土壤含水
量条件下，２～３ 个月时间内基本上转化为 Ａｓ（Ⅴ）．
实际上，尽管砷的形态变化较复杂，但在通气相对较
好的前提下，无论添加到土壤中的砷为何种形态，其
转化的最终形态均为 Ａｓ（Ⅴ），如和秋红［２３］将甲基
态砷加入土壤后，培养 ６０ ｄ 时只能检测到 Ａｓ（Ⅴ）
的存在．因此，在通常情况下土壤中砷的价态转化主
要取决于其水分状况（或氧化还原状况）．研究发现，
Ａｓ（Ⅲ）在土壤中的氧化过程受多种因素的影响，如
土壤湿度、温度、微生物的数量和活性以及 ｐＨ
等［２４］，本试验条件下土壤水分含量为最大田间持水
量的 ７０％时，土壤处于氧化状态，Ａｓ（Ⅲ）容易被氧
化为 Ａｓ（Ⅴ）．
３􀆰 ２　 土壤性质对 Ａｓ（Ⅲ）有效性的影响
外源砷在老化过程中，通过表面沉淀或氧化、微
孔扩散、晶格固定等形式，可以使其生物地球化学行
为发生改变．一般认为，影响外源砷在土壤中老化的
主要因素有土壤质地、有机质含量、矿物组成、ｐＨ、
Ｅｈ和竞争离子等［２１，２５］，本研究结果与此类似．砷在
土壤中大多是以含氧阴离子的形式存在，而带可变
电荷的土壤在 ｐＨ 值提高时表面负电荷数增加，因
此，会导致其与砷竞争吸附点位，从而提高砷的生物
有效性［６］ ．有机质（特别是腐殖质）本身存在大量的
活性基团，并可通过金属桥接作用，与砷形成络合
物，从而促进土壤对砷的吸附，并影响砷的老化过程
和有效性［２６］ ．砷与铁铝氧化物表面的络合反应也对
其活性具有重要影响，据 Ｇｏｌｄｂｅｒｇ 等［２７］的研究结
果，Ａｓ（Ⅴ）在无定形铁、铝氧化物上形成内层表面
配位体，而 Ａｓ（Ⅲ）在无定形铁氧化物上既存在内层
配位，也有外层配位，在无定形铝氧化物上则以外层
配位的形式被吸附．本研究中，锰氧化物甚至比铁铝
氧化物表现出更强的影响．Ｎｅｇｒａ 等［２８］的研究指出，
在土壤其他矿物组分中，氧化锰在氧化 Ａｓ（Ⅲ）方面
有突出效果，氧化锰具有比表面积大、表面活性强、
氧化性强等特点，能将 Ａｓ（Ⅲ）氧化成 Ａｓ（Ⅴ），同时
又能吸附 Ａｓ（Ⅴ），即锰氧化物对 Ａｓ（Ⅲ）的影响既
有氧化过程又有 Ａｓ（Ⅲ）在其表面发生类似在铁、铝
氧化物表面的吸附过程，因而对 Ａｓ（Ⅲ）老化的影响
更显著．土壤质地亦影响其对砷的结合力大小，粘粒
的粒径小、比表面积大、吸附点位也多，因而与砷的
结合力比砂粒更强，与之结合的砷也更难以被解
吸［２９］ ．
本研究中，３种土壤有效砷含量为紫色土＞花岗
岩红壤＞第四纪红壤，其原因可能是：１）３ 种土壤的
ｐＨ值差异较大，紫色土为 ８．２９、呈碱性，第四纪红壤
和花岗岩红壤分别为 ４．９４和 ５．３９、呈酸性，３种土壤
比较，ｐＨ较高的紫色土对砷酸根离子的吸附能力较
弱，有效砷含量较高；２）３ 种土壤的质地差异较大，
花岗岩红壤中 ０． ０５ ～ ２ ｍｍ 粒径的土粒含量达
５０．２％，而第四纪红壤中 ０．００２ ～ ０．０５ ｍｍ 粒径的土
粒高达 ７０．８％，两种土壤中土粒粒径的差别在很大
８５４１ 应　 用　 生　 态　 学　 报　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 ２７卷
程度上影响了其对砷的吸附能力强弱；３）３ 种土壤
有机质含量的差异较大，第四纪红壤和花岗岩红壤
的有机质含量比紫色土高，因而对砷的吸附作用
更强．
４　 结　 　 论
外源 Ａｓ（Ⅲ）进入土壤后，不仅与土壤胶体发生
吸附作用，也伴随着向 Ａｓ（Ⅴ）转化的过程，本试验
条件下，该过程在培养至约 ９０ ｄ后基本完成．
３种不同性质土壤比较，在外源 Ａｓ（Ⅲ）添加量
相同的前提下，紫色土的有效态砷含量达 ２４． ９１
ｍｇ·ｋｇ－１，高于其他 ２种土壤，这可能意味着在紫色
土中作物受砷毒害的风险更大．
土壤 ｐＨ值、ＳＯＭ、铁铝锰氧化物是影响外源 Ａｓ
（Ⅲ）老化过程的重要因素，而几种氧化物比较，锰
氧化物比铁铝氧化物的影响更大．
在外源 Ａｓ（Ⅲ）老化中，随着培养时间延长，非
专性吸附态、专性吸附态砷会向结晶水合铁铝氧化
物结合态、残渣态砷等更加稳定的形态转化，这种结
果意味着外源三价砷进入土壤后会随时间的推移而
发生老化．
参考文献
［１］ 　 Ｃｈｅｎ Ｈ， Ｔｅｎｇ Ｙ， Ｌｕ Ｓ， ｅｔ ａｌ． Ｃｏｎｔａｍｉｎａｔｉｏｎ ｆｅａｔｕｒｅｓ
ａｎｄ ｈｅａｌｔｈ ｒｉｓｋ ｏｆ ｓｏｉｌ ｈｅａｖｙ ｍｅｔａｌｓ ｉｎ Ｃｈｉｎａ． Ｓｃｉｅｎｃｅ ｏｆ
ｔｈｅ Ｔｏｔａｌ Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔ， ２０１５， ５１２： １４３－１５３
［２］　 Ｓｍｉｔｈ Ｅ， Ｎａｉｄｕ Ｒ， Ａｌｓｔｏｎ ＡＭ． Ｃｈｅｍｉｓｔｒｙ ｏｆ ａｒｓｅｎｉｃ ｉｎ
ｓｏｉｌｓ． Ⅰ． Ｓｏｒｐｔｉｏｎ ｏｆ ａｒｓｅｎａｔｅ ａｎｄ ａｒｓｅｎｉｔｅ ｂｙ ｆｏｕｒ Ａｕｓ⁃
ｔｒａｌｉａｎ ｓｏｉｌｓ． Ｊｏｕｒｎａｌ ｏｆ Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌ Ｑｕａｌｉｔｙ， １９９９，
２８： １７１９－１７２６
［３］ 　 Ｄａｔｔａ Ｒ， Ｓａｒｋａｒ Ｄ． Ａｒｓｅｎｉｃ ｇｅｏｃｈｅｍｉｓｔｒｙ ｉｎ ｔｈｒｅｅ ｓｏｉｌｓ
ｃｏｎｔａｍｉｎａｔｅｄ ｗｉｔｈ ｓｏｄｉｕｍ ａｒｓｅｎｉｔｅ ｐｅｓｔｉｃｉｄｅ： Ａｎ ｉｎｃｕ⁃
ｂａｔｉｏｎ ｓｔｕｄｙ． Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌ Ｇｅｏｓｃｉｅｎｃｅｓ， ２００４， １１： ８７－
９７
［４］　 Ｗｕ Ｐ⁃Ｐ （吴萍萍）． Ｓｔｕｄｙ ｏｎ Ａｒｓｅｎａｔｅ Ａｄｓｏｒｐｔｉｏｎ⁃
ｄｅｓｏｒｐｔｉｏｎ ｂｙ Ｄｉｆｆｅｒｅｎｔ Ｍｉｎｅｒａｌｓ ａｎｄ Ｓｏｉｌｓ． ＰｈＤ Ｔｈｅｓｉｓ．
Ｂｅｉｊｉｎｇ： Ｃｈｉｎｅｓｅ Ａｃａｄｅｍｙ ｏｆ Ａｇｒｉｃｕｌｔｕｒａｌ Ｓｃｉｅｎｃｅｓ，
２０１１ （ｉｎ Ｃｈｉｎｅｓｅ）
［５］　 Ｓａｄｉｑ Ｍ． Ａｒｓｅｎｉｃ ｃｈｅｍｉｓｔｒｙ ｉｎ ｓｏｉｌｓ： Ａｎ ｏｖｅｒｖｉｅｗ ｏｆ
ｔｈｅｒｍｏｄｙｎａｍｉｃ ｐｒｅｄｉｃｔｉｏｎｓ ａｎｄ ｆｉｅｌｄ ｏｂｓｅｒｖａｔｉｏｎｓ．
Ｗａｔｅｒ， Ａｉｒ， ａｎｄ Ｓｏｉｌ Ｐｏｌｌｕｔｉｏｎ， １９９７， ９３： １１７－１３６
［６］　 Ｗａｎｇ ＹＮ， Ｚｅｎｇ ＸＢ， Ｌｕ ＹＨ， ｅｔ ａｌ． Ｅｆｆｅｃｔ ｏｆ ａｇｉｎｇ ｏｎ
ｔｈｅ ｂｉｏａｖａｉｌａｂｉｌｉｔｙ ａｎｄ ｆｒａｃｔｉｏｎａｔｉｏｎ ｏｆ ａｒｓｅｎｉｃ ｉｎ ｓｏｉｌｓ
ｄｅｒｉｖｅｄ ｆｒｏｍ ｆｉｖｅ ｐａｒｅｎｔ ｍａｔｅｒｉａｌｓ ｉｎ ａ ｒｅｄ ｓｏｉｌ ｒｅｇｉｏｎ ｏｆ
Ｓｏｕｔｈｅｒｎ Ｃｈｉｎａ． Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔ Ｐｏｌｌｕｔｉｏｎ， ２０１５， ２０７：
７９－８７
［７］　 Ｔａｎｇ ＸＹ， Ｚｈｕ ＹＧ， Ｓｈａｎ ＸＱ， ｅｔ ａｌ． Ｔｈｅ ａｇｉｎｇ ｅｆｆｅｃｔ ｏｎ
ｔｈｅ ｂｉｏａｃｃｅｓｓｉｂｉｌｉｔｙ ａｎｄ ｆｒａｃｔｉｏｎａｔｉｏｎ ｏｆ ａｒｓｅｎｉｃ ｉｎ ｓｏｉｌｓ
ｆｒｏｍ Ｃｈｉｎａ． Ｃｈｅｍｏｓｐｈｅｒｅ， ２００７， ６６： １１８３－１１９０
［８］　 Ｙａｎｇ Ｊ， Ｖａｒｎｅｔ ＭＯ， Ｂａｓｔａ ＰＭ， ｅｔ ａｌ． Ａｄｓｏｒｐｔｉｏｎ， ｏｘｉ⁃
ｄａｔｉｏｎ， ａｎｄ ｂｉｏａｃｃｅｓｓｉｂｉｌｉｔｙ ｏｆ Ａｓ（Ⅲ） ｉｎ ｓｏｉｌｓ． Ｅｎｖｉ⁃
ｒｏｎｍｅｎｔａｌ Ｓｃｉｅｎｃｅ ａｎｄ Ｔｅｃｈｎｏｌｏｇｙ， ２００７， ３９： ７１０２ －
７１１０
［９］　 Ｚｅｎｇ Ｘ⁃Ｂ （曾希柏）， Ｈｅ Ｑ⁃Ｈ （和秋红）， Ｌｉ Ｌ⁃Ｆ （李
莲芳）， ｅｔ ａｌ． Ｉｎｆｌｕｅｎｃｅ ｏｆ ｆｌｏｏｄｉｎｇ ｏｎ ｆｏｒｍ ｔｒａｎｓｆｏｒｍａ⁃
ｔｉｏｎ ｏｆ ｓｏｉｌ ａｒｓｅｎｉｃ． Ｃｈｉｎｅｓｅ Ｊｏｕｒｎａｌ ｏｆ Ａｐｐｌｉｅｄ Ｅｃｏｌｏｇｙ
（应用生态学报）， ２０１０， ２１（１１）： ２９９７ － ３０００ （ ｉｎ
Ｃｈｉｎｅｓｅ）
［１０］　 Ｚｅｎｇ Ｘ⁃Ｂ （曾希柏）， Ｈｕ Ｌ⁃Ｊ （胡留杰）， Ｂａｉ Ｌ⁃Ｙ （白
玲玉）， ｅｔ ａｌ． Ｔｒａｎｓｆｏｒｍａｔｉｏｎ ｏｆ ｅｘｏｇｅｎｏｕｓ ｄｉｍｅｔｈｙ⁃
ｌａｒｓｅｎｉｃ ｉｎ ｓｏｉｌ． Ｃｈｉｎｅｓｅ Ｊｏｕｒｎａｌ ｏｆ Ａｐｐｌｉｅｄ Ｅｃｏｌｏｇｙ （应
用生态学报）， ２０１０， ２１（１２）： ３２０７－３２１１ （ ｉｎ Ｃｈｉ⁃
ｎｅｓｅ）
［１１］　 Ｈｅ Ｑ⁃Ｈ （和秋红）， Ｚｅｎｇ Ｘ⁃Ｂ （曾希柏）， Ｌｉ Ｌ⁃Ｆ （李
莲芳）， ｅｔ ａｌ． Ｔｒａｎｓｆｏｒｍａｔｉｏｎ ｏｆ ｄｉｆｆｅｒｅｎｔ ｅｘｏｇｅｎｏｕｓ
ａｒｓｅｎｉｃ ｆｏｒｍｓ ｉｎ ｓｏｉｌ ｕｎｄｅｒ ａｅｒｏｂｉｃ ｃｏｎｄｉｔｉｏｎ． Ｃｈｉｎｅｓｅ
Ｊｏｕｒｎａｌ ｏｆ Ａｐｐｌｉｅｄ Ｅｃｏｌｏｇｙ （应用生态学报）， ２０１０， ２１
（１２）： ３２１２－３２１６ （ｉｎ Ｃｈｉｎｅｓｅ）
［１２］　 Ｗｕ Ｐ⁃Ｐ （吴萍萍）， Ｚｅｎｇ Ｘ⁃Ｂ （曾希柏）， Ｌｉ Ｌ⁃Ｆ （李
莲芳）， ｅｔ ａｌ． Ｔｈｅ ｅｆｆｅｃｔ ｏｆ ｉｏｎｉｃ ｓｔｒｅｎｇｔｈ ａｎｄ ｐｈｏｓｐｈａｔｅ
ｏｎ Ａｓ（Ｖ） ａｄｓｏｒｐｔｉｏｎ ｏｎ ｄｉｆｆｅｒｅｎｔ ｉｒｏｎ ／ ａｌｕｍｉｎｕｍ ｍｉｎｅ⁃
ｒａｌｓ ａｎｄ ｓｏｉｌｓ． Ｊｏｕｒｎａｌ ｏｆ Ａｇｒｏ⁃Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔ Ｓｃｉｅｎｃｅ （农
业环境科学学报）， ２０１２， ３１（３）： ４９８－５０３ （ ｉｎ Ｃｈｉ⁃
ｎｅｓｅ）
［１３］ 　 Ｗｏｏｌｓｏｎ ＥＡ， Ａｘｌｅｙ ＪＨ， Ｋｅａｒｎｅｙ ＰＣ． Ｃｏｒｒｅｌａｔｉｏｎ ｂｅ⁃
ｔｗｅｅｎ ａｖａｉｌａｂｌｅ ｓｏｉｌ ａｒｓｅｎｉｃ， ｅｓｔｉｍａｔｅｄ ｂｙ ｓｉｘ ｍｅｔｈｏｄｓ，
ａｎｄ ｒｅｓｐｏｎｓｅ ｏｆ ｃｏｒｎ （Ｚｅａ ｍａｙｓ Ｌ．）． Ｓｏｉｌ Ｓｃｉｅｎｃｅ Ｓｏｃｉｅ⁃
ｔｙ ｏｆ Ａｍｅｒｉｃａ Ｊｏｕｒｎａｌ， １９７１， ３５： １０１－１０５
［１４］　 Ｗｅｎｚｅｌ ＷＷ， Ｋｉｒｃｈｂａｕｍｅｒ Ｎ， Ｐｒｏｈａｓｋａ Ｔ， ｅｔ ａｌ． Ａｒｓｅ⁃
ｎｉｃ ｆｒａｃｔｉｏｎａｔｉｏｎ ｉｎ ｓｏｉｌｓ ｕｓｉｎｇ ａｎ ｉｍｐｒｏｖｅｄ ｓｅｑｕｅｎｔｉａｌ
ｅｘｔｒａｃｔｉｏｎ ｐｒｏｃｅｄｕｒｅ． Ａｎａｌｙｔｉｃａ Ｃｈｉｍｉｃａ Ａｃｔａ， ２００１，
４３６： ３０９－３２３
［１５］　 Ｌｕ Ｒ⁃Ｋ （鲁如坤）． Ｓｏｉｌ ａｎｄ Ａｇｒｉｃｕｌｔｕｒａｌ Ｃｈｅｍｉｓｔｒｙ
Ａｎａｌｙｓｉｓ． Ｂｅｉｊｉｎｇ： Ｃｈｉｎａ Ａｇｒｉｃｕｌｔｕｒａｌ Ｓｃｉｅｎｃｅ ａｎｄ Ｔｅｃｈ⁃
ｎｏｌｏｇｙ Ｐｒｅｓｓ， ２０００ （ｉｎ Ｃｈｉｎｅｓｅ）
［１６］　 Ｓｐａｒｋｓ ＤＬ， Ｐａｇｅ ＡＬ， Ｈｅｌｍｋｅ ＰＡ， ｅｔ ａｌ． Ｍｅｔｈｏｄｓ ｏｆ
ｓｏｉｌ Ａｎａｌｙｓｉｓ： Ｐａｒｔ ３ Ｃｈｅｍｉｃａｌ Ｍｅｔｈｏｄｓ． Ｍａｄｉｓｏｎ， ＷＩ：
Ｓｏｉｌ Ｓｃｉｅｎｃｅ Ｓｏｃｉｅｔｙ ｏｆ Ａｍｅｒｉｃａ， １９９６
［１７］ 　 Ｏｌｓｅｎ ＳＲ． Ｅｓｔｉｍａｔｉｏｎ ｏｆ Ａｖａｉｌａｂｌｅ Ｐｈｏｓｐｈｏｒｕｓ ｉｎ Ｓｏｉｌｓ
ｂｙ Ｅｘｔｒａｃｔｉｏｎ ｗｉｔｈ Ｓｏｄｉｕｍ Ｂｉｃａｒｂｏｎａｔｅ． Ｗａｓｈｉｎｇｔｏｎ ＤＣ：
ＵＳ Ｄｅｐａｒｔｍｅｎｔ ｏｆ Ａｇｒｉｃｕｌｔｕｒｅ， １９５４
［１８］　 Ｍｉｎｉｓｔｒｙ ｏｆ Ａｇｒｉｃｕｌｔｕｒｅ ｏｆ Ｐｅｏｐｌｅ’ ｓ Ｒｅｐｕｂｌｉｃ ｏｆ Ｃｈｉｎａ
（中华人民共和国农业部）． Ｄｅｔｅｒｍｉｎａｔｉｏｎ ｏｆ Ｔｏｔａｌ
Ａｒｓｅｎｉｃ ｉｎ Ｓｏｉｌ （ＮＹ ／ Ｔ １１２１．１１－２００６）． Ｂｅｉｊｉｎｇ： Ｃｈｉｎａ
Ｓｔａｎｄａｒｄｓ Ｐｒｅｓｓ （ｉｎ Ｃｈｉｎｅｓｅ）
［１９］　 Ｌｅｕｐｉｎ ＯＸ， Ｈｕｇ ＳＪ． Ｏｘｉｄａｔｉｏｎ ａｎｄ ｒｅｍｏｖａｌ ｏｆ ａｒｓｅｎｉｃ
Ａｓ（Ⅲ） ｆｒｏｍ ａｅｒａｔｅｄ ｇｒｏｕｎｄｗａｔｅｒ ｂｙ ｆｉｌｔｒａｔｉｏｎ ｔｈｒｏｕｇｈ
ｓａｎｄ ａｎｄ ｚｅｒｏ⁃ｖａｌｅｎｔ ｉｒｏｎ． Ｗａｔｅｒ Ｒｅｓｅａｒｃｈ， ２００５， ３９：
１７２９－１７４０
［２０］ 　 Ｚｈａｎｇ Ｇ⁃Ｘ （张国祥）， Ｙａｎｇ Ｊ⁃Ｒ （杨居荣）， Ｈｕａ Ｌ
（华　 珞）． Ａｒｓｅｎｉｃ ａｎｄ ｉｔｓ ｅｃｏｌｏｇｉｃａｌ ｅｆｆｅｃｔｉｎ ｓｏｉｌ ｅｎｖｉ⁃
ｒｏｎｍｅｎｔ． Ｓｏｉｌｓ （土壤），１９９６， ２８（２）： ６４－６８ （ ｉｎ Ｃｈｉ⁃
ｎｅｓｅ）
［２１］　 ＢｏｌａｎＮ， Ｍａｈｉｍａｉｒａｊａ Ｓ， Ｋｕｎｈｉｋｒｉｓｈｎａｎ Ａ， ｅｔ ａｌ． Ｐｈｏｓ⁃
ｐｈｏｒｕｓ⁃ａｒｓｅｎｉｃ ｉｎｔｅｒａｃｔｉｏｎｓ ｉｎ ｖａｒｉａｂｌｅ⁃ｃｈａｒｇｅ ｓｏｉｌｓ ｉｎ ｒｅ⁃
ｌａｔｉｏｎ ｔｏ ａｒｓｅｎｉｃ ｍｏｂｉｌｉｔｙ ａｎｄ ｂｉｏａｖａｉｌａｂｉｌｉｔｙ． Ｓｃｉｅｎｃｅ ｏｆ
ｔｈｅ Ｔｏｔａｌ Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔ， ２０１３， ４６３： １１５４－１１６２
９５４１５期　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 高　 雪等： 外源 Ａｓ（Ⅲ）在不同母质发育土壤中的老化过程　 　 　 　 　 　
［２２］　 Ｃｈｅｎ Ｊ （陈　 静）， Ｗａｎｇ Ｘ⁃Ｊ （王学军）， Ｚｈｕ Ｌ⁃Ｊ （朱
立军）． Ｔｈｅ ｅｆｆｅｃｔｓ ｏｆ ｐＨ ｖａｌｕｅ ａｎｄ ｍｉｎｅｒａｌｓ ｏｎ ａｄｓｏｒｐ⁃
ｔｉｏｎ ｏｆ ａｒｓｅｎｉｃ ｉｎ ｒｅｄ ｓｏｉｌ． Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌ Ｃｈｅｍｉｓｔｒｙ （环
境化学）， ２００３， ２２（２）： １２１－１２５ （ｉｎ Ｃｈｉｎｅｓｅ）
［２３］　 Ｈｅ Ｑ⁃Ｈ （和秋红）． Ｔｈｅ Ａｓ Ｆｏｒｍｓ Ｔｒａｎｓｆｏｒｍａｔｉｏｎ ｉｎ
Ｓｏｉｌｓ ａｎｄ Ｉｔｓ Ｅｆｆｅｃｔ ｏｎ Ｐｌａｎｔ’ｓ Ｇｒｏｗｔｈ ａｎｄ Ｕｐｔａｋｅ． ＰｈＤ
Ｔｈｅｓｉｓ． Ｂｅｉｊｉｎｇ： Ｃｈｉｎｅｓｅ Ａｃａｄｅｍｙ ｏｆ Ａｇｒｉｃｕｌｔｕｒａｌ
Ｓｃｉｅｎｃｅｓ， ２００９ （ｉｎ Ｃｈｉｎｅｓｅ）
［２４］　 Ｌｉａｎｇ Ｙ⁃Ｘ （梁月香）． Ｔｒａｎｓｆｏｒｍａｔｉｏｎ ａｎｄ Ｂｉｏａｖａｉｌａｂｉｌｉ⁃
ｔｙ ｏｆ Ａｒｓｅｎｉｃ ｉｎ ｓｏｉｌ． ＰｈＤ Ｔｈｅｓｉｓ． Ｗｕｈａｎ： Ｈｕａｚｈｏｎｇ
Ａｇｒｉｃｕｌｔｕｒａｌ Ｕｎｉｖｅｒｓｉｔｙ， ２００７ （ｉｎ Ｃｈｉｎｅｓｅ）
［２５］　 Ｆｉｔｚ ＷＪ， Ｗｅｎｚｅｌ ＷＷ． Ａｒｓｅｎｉｃ ｔｒａｎｓｆｏｒｍａｔｉｏｎｓ ｉｎ ｔｈｅ
ｓｏｉｌ⁃ｒｈｉｚｏｓｐｈｅｒｅ⁃ｐｌａｎｔ ｓｙｓｔｅｍ： Ｆｕｎｄａｍｅｎｔａｌｓ ａｎｄ ｐｏｔｅｎ⁃
ｔｉａｌ ａｐｐｌｉｃａｔｉｏｎ ｔｏ ｐｈｙｔｏｒｅｍｅｄｉａｔｉｏｎ． Ｊｏｕｒｎａｌ ｏｆ Ｂｉｏｔｅｃｈ⁃
ｎｏｌｏｇｙ， ２００２， ９９： ２５９－２７８
［２６］　 Ｌｉｕ Ｇ⁃Ｌ （刘广良）， Ｃａｉ Ｙ （蔡　 勇）． Ｃｏｍｐｌｅｘａｔｉｏｎ ｏｆ
ａｒｓｅｎｉｃ ｗｉｔｈ ｄｉｓｓｏｌｖｅｄ ｏｒｇａｎｉｃ ｍａｔｔｅｒ ｉｎ ｔｈｅ ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔ．
Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌ Ｃｈｅｍｉｓｔｒｙ （环境化学）， ２０１１， ３０（１）：
５０－５５ （ｉｎ Ｃｈｉｎｅｓｅ）
［２７］　 Ｇｏｌｄｂｅｒｇ Ｓ， Ｊｏｈｎｓｔｏｎ ＣＴ． Ｍｅｃｈａｎｉｓｍｓ ｏｆ ａｒｓｅｎｉｃ ａｄ⁃
ｓｏｒｐｔｉｏｎ ｏｎ ａｍｏｒｐｈｏｕｓ ｏｘｉｄｅｓ ｅｖａｌｕａｔｅｄ ｕｓｉｎｇ ｍａｃｒｏ⁃
ｓｃｏｐｉｃ ｍｅａｓｕｒｅｍｅｎｔｓ， ｖｉｂｒａｔｉｏｎａｌ ｓｐｅｃｔｒｏｓｃｏｐｙ， ａｎｄ
ｓｕｒｆａｃｅ ｃｏｍｐｌｅｘａｔｉｏｎ ｍｏｄｅｌｉｎｇ． Ｊｏｕｒｎａｌ ｏｆ Ｃｏｌｌｏｉｄ ａｎｄ
Ｉｎｔｅｒｆａｃｅ Ｓｃｉｅｎｃｅ， ２００１， ２３４： ２０４－２１６
［２８］　 Ｎｅｇｒａ Ｃ， Ｒｏｓｓ ＤＳ， Ｌａｎｚｉｒｏｔｔｉ Ａ． Ｏｘｉｄｉｚｉｎｇ ｂｅｈａｖｉｏｒ ｏｆ
ｓｏｉｌ ｍａｎｇａｎｅｓｅ． Ｓｏｉｌ Ｓｃｉｅｎｃｅ Ｓｏｃｉｅｔｙ ｏｆ Ａｍｅｒｉｃａ Ｊｏｕｒｎａｌ，
２００５， ６９： ８７－９５
［２９］　 Ｊｉａｎｇ Ｃ⁃Ａ （蒋成爱）， Ｗｕ Ｑ⁃Ｔ （吴启堂）， Ｃｈｅｎ Ｚ⁃Ｌ
（陈杖榴）． Ａｒｓｅｎｉｃ ｃｏｎｔａｍｉｎａｔｉｏｎ ｉｎ ｔｈｅ ｓｏｉｌ． Ｓｏｉｌｓ （土
壤）， ２００４， ３６（３）： ２６４－２７０ （ｉｎ Ｃｈｉｎｅｓｅ）
作者简介　 高　 雪，女，１９８９年生，硕士研究生． 主要从事土
壤污染修复研究． Ｅ⁃ｍａｉｌ： ｇａｏｘｕｅ３６５＠ １６３．ｃｏｍ
责任编辑　 肖　 红
高雪， 王亚男， 曾希柏， 等． 外源 Ａｓ（Ⅲ）在不同母质发育土壤中的老化过程． 应用生态学报， ２０１６， ２７（５）： １４５３－１４６０
Ｇａｏ Ｘ， Ｗａｎｇ Ｙ⁃Ｎ， Ｚｅｎｇ Ｘ⁃Ｂ， ｅｔ ａｌ． Ａｇｉｎｇ ｐｒｏｃｅｓｓ ｏｆ ａｒｓｅｎｉｔｅ ［Ａｓ（Ⅲ）］ ｉｎ ｓｏｉｌｓ ｏｒｉｇｉｎａｔｅｄ ｆｒｏｍ ｄｉｆｆｅｒｅｎｔ ｐａｒｅｎｔ ｍａｔｅｒｉａｌｓ． Ｃｈｉｎｅｓｅ
Ｊｏｕｒｎａｌ ｏｆ Ａｐｐｌｉｅｄ Ｅｃｏｌｏｇｙ， ２０１６， ２７（５）： １４５３－１４６０ （ｉｎ Ｃｈｉｎｅｓｅ）
０６４１ 应　 用　 生　 态　 学　 报　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 ２７卷