土壤—水環境中二苯砷酸污染及其修復研究進展*

朱 濛 駱永明 楊如意 周守標

（1 安徽師范大學環境科學與工程學院，安徽蕪湖 241002）

（2 中國科學院土壤環境與污染修復重點實驗室（南京土壤研究所），南京 210008）（3 中國科學院環境過程與生態修復重點實驗室（煙臺海岸帶研究所），山東煙臺 264003）（4 安徽省水土污染治理與修復工程實驗室，安徽蕪湖 241002）

在20世紀一戰和二戰期間，二苯氰砷（Diphenylcyanoarsine，DA）和二苯氯砷（Diphenylchloroarsine，DC）等含砷化學武器被大量生產，并在戰爭中作為嘔吐劑和糜爛劑使用。戰后，這些遺棄的化學武器通常僅采用土地填埋和海洋傾倒的方式進行處置，因而填埋和傾倒場所周邊的土壤-水環境很容易受到化學武器中砷的污染。目前，已在日本［1］、德國［2］和中國［3］多處化學武器埋藏區檢測到DA、DC、二苯砷酸（Diphenylarsinic acid，DPAA）和苯砷酸（Phenylarsonic acid，PAA）等苯砷酸類化合物。其中，DPAA是DA和DC在環境中經水解、氧化后生成的一種結構穩定的化合物［4］。由于DPAA檢出率高、存留時間長，且具有很大的細胞毒性與基因毒性［5］，目前有關化學武器殘留的苯砷酸類化合物污染的研究大多聚焦于DPAA。尤其是2002年日本發生一起生活飲用水DPAA中毒事件，更促使研究人員將目光轉向這種化合物。

如何消除化學武器殘留的DA、DC及其降解產物已經引起了政府機構、國際組織和學術界的高度關注。1993年，DA和DC作為必須銷毀的化學填料列入《關于禁止發展、生產、儲存和使用化學武器及銷毀此種武器的公約》附件。2003年，DA和DC作為限制性污染物列入《銷毀日本遺棄在華化學武器土壤污染控制標準》（GB19062-2003）［6］，并被納入我國強制的環保標準目錄。自2005年起，由歐盟框架計劃資助的“化學武器在海洋環境中的風險評估模型（MERCW）”和“化學武器搜查與評估（CHEMSEA）”項目陸續啟動，旨在呼吁公眾關注化學武器污染問題。因此，全面了解DPAA在土壤-水環境中的污染狀況，深入認識其環境行為，同時加強研究DPAA污染的修復機理與技術，對有效降低DPAA的環境健康風險非常必要。

目前，日本已經對其境內DPAA的分析方法、污染狀況、遷移轉化和修復技術等開展了較多研究。近年來，歐洲國家針對DPAA的研究逐漸增多，研究內容主要集中于DPAA的污染調查與修復，我國的情況基本相同。鑒于土壤-水環境中DPAA污染問題的嚴峻性與解決的迫切性，本文將就其分析方法、污染現狀、環境行為和修復技術等最新研究進展進行綜述，并展望其發展趨勢。

1 土壤—水環境中二苯砷酸的分析方法

目前，DPAA檢測的研究主要集中在樣品前處理和檢測方法上。已報道的前處理方法有固相萃取［7］、固相微萃取［8］、超聲提取［9］、振蕩提取［10］和加熱提取［11］。其中，固相萃取和固相微萃取主要用于富集井水和海水中的低濃度DPAA。隨著檢測方法的改進，DPAA的檢出限已達μg·L-1級別，大大降低了對水樣中DPAA預富集效率的要求。與水樣相比，土壤樣品中DPAA的提取就顯得更為重要，相關研究主要集中在高效提取劑的篩選。

1.1 土壤中二苯砷酸高效提取劑的篩選

分析DPAA常用的有機提取劑有丙酮［12］、正己烷［13］和乙腈［9］。上述有機提取劑在同時提取多種化學毒劑及其降解產物方面具有一定優勢，但也存在明顯的缺陷，包括需要進行多次提取，提取過程較為復雜；所需土壤樣品量較多；有機試劑價格高且毒性強等，因而很難進行大規模推廣應用。

與有機提取劑相比，無機提取劑在DPAA檢測中的應用更為廣泛。其中，NaOH常用于土壤中DPAA的提取［14-15］，且已被證實對不同類型土壤中DPAA的回收率均超過80%［16］。Baba等［17］對比了NaOH和NaOH-CH3OH對土壤中DPAA的回收率，發現兩者并無顯著差異。考慮到添加CH3OH有助于樣品過濾，部分學者仍采用NaOH-CH3OH作為提取劑［18］。還有研究采用HCl［19］和提取土壤中的DPAA。其中，HNO3對土壤中DPAA等苯砷酸類化合物的回收率高達98.3%，但HNO3提取會導致As(III)的氧化，因而需同時分析無機砷形態時不宜采用［17］。李士杏等［20］進一步結合我國化學武器埋藏區的土壤類型，考察了Na2HPO4對紅壤、水稻土、黃棕壤和黑土中DPAA的回收率，結果顯示回收率均在90%以上，說明Na2HPO4提取可廣泛應用于我國化學武器埋藏區土壤DPAA污染的研究。

1.2 二苯砷酸的測定方法

已報道的DPAA測定方法有石墨爐原子吸收光譜法［7］、氣相色譜法（GC）、液相色譜法（HPLC）、氣質聯用法（GC-MS）和液質聯用法（HPLC-MS/MS）［21］。其中，石墨爐原子吸收光譜法由于定性能力差，因而目前在DPAA檢測中的應用較少，而GC和HPLC方法能夠通過色譜柱實現復雜環境樣品中DPAA的高效分離，基本可以滿足常規的檢測要求。

GC方法最早被用于化學武器殘留的苯砷酸類化合物的定量分析。對于DPAA，目前主要采用衍生化GC-MS方法［22］。由于需要進行復雜的衍生化前處理，且衍生化效率的降低直接影響測定的準確度［13］，這可能導致了GC未成為DPAA測定的主流方法。

與GC相比，HPLC方法在DPAA檢測中的應用更為廣泛。Witkiewicz等［23］綜述過化學武器殘留的苯砷酸類化合物的HPLC檢測方法。本文僅列出針對DPAA等常見苯砷酸類化合物的HPLC分析方法及其測定參數（表1）。其中，HPLC-ICP-MS是目前檢測土壤［13］、地下水［24-26］中DPAA最常用的方法。與HPLC-ICP-MS相比，HPLC-MS/MS還能同時對DPAA的降解產物進行定性分析，因而近年來在DPAA相關研究中的應用逐漸增多。但HPLC-MS/MS方法普遍存在基質效應，嚴重降低了測定的準確度。最近，筆者首次通過提取劑的篩選降低了土壤DPAA在HPLC-MS/MS分析中的基質效應［16］，填補了已報道的DPAA分析方法未對基質效應進行系統評估的不足之處。總體而言，目前土壤-水環境中DPAA的檢測尚無統一、規范性的方法，這給科學研究和實際工作帶來了諸多不便。

表1 化學武器殘留的苯砷酸類化合物的HPLC-MS/MS分析方法及其測定參數Table 1 HPLC-MS/MS analytical method and determined parameters of phenylarsinic compounds hung over from chemical weapons

2 土壤—水環境中二苯砷酸的來源及污染現狀

2.1 二苯砷酸污染的來源

DPAA尚未發現有天然形成的例子，其在環境中的出現均歸結為人類活動。在一戰和二戰期間，大量化學武器被生產、制造和使用。資料顯示，僅日本在侵華戰爭時期就曾生產過746萬發毒氣彈，且幾乎研制了世界各國所裝備的所有毒氣［27］。我國是化學武器的最大受害者之一，目前已在19個省市近100個地點發現了日遺化學武器［28］，其中大部分集中在東北區域［29］。這些埋藏在土壤中的化學武器由于長期腐蝕，內部毒劑繼而發生泄漏，導致埋藏區土壤和地下水受到不同程度的苯砷酸類化合物污染，其中以DPAA、PAA和三苯胂（Triphenylarsinic，TPA）污染為主［30］。自20世紀90年代以來，我國政府高度重視日遺化學武器砷污染問題，多家研究機構（包括防化指揮工程學院、防化學院履約事務部、中國地質調查局水文地質環境地質調查中心、沈陽軍區處理遺棄化學武器事務辦公室和吉林省敦化市環境保護局總工辦等）陸續開展了化學武器埋藏區砷污染的調查工作。

2.2 二苯砷酸污染的濃度水平

DPAA污染的研究區域主要集中在我國東北、日本南部及東南部地區。表2歸納了化學武器埋藏區土壤［2-3, 9, 13, 17, 19, 31-32］、地下水［1, 13-14, 25, 28,33-35］和沉積物［36-37］中DPAA及總砷的濃度范圍。總體上，與化學武器接觸的土壤總砷含量往往嚴重超標，達到幾十甚至上千mg·kg-1。在土壤DPAA污染濃度的調研上，目前相關數據較少，這在很大程度上是由于化學武器掩埋點位于地下，增加了污染調查的難度。在地下水DPAA污染濃度的調研上，日本在2002年后陸續開展了較多工作，但至今仍未查到國內有相關方面的報道。此外，化學武器經海洋傾倒處理后造成的沉積物砷污染問題逐漸引起了廣泛關注［38］。目前相關的調查工作主要關注總砷濃度，僅少數文獻報道了DPAA的污染濃度。

表2 化學武器埋藏區環境樣品中DPAA及總砷的濃度范圍Table 2 Range of concentrations of diphenylarsinic acid and total arsenic in environmental samples taken from chemical weapon dumping areas

3 土壤—水環境中二苯砷酸的環境行為

3.1 二苯砷酸在土壤中的吸附/解吸及其影響因素

pH是影響DPAA吸附的關鍵因素。Wang等［39］的研究表明，DPAA在土壤中的吸附量隨pH增加顯著降低，這與pH對DPAA存在形式及土壤礦物表面電荷的影響有關。背景溶液的離子強度對DPAA吸附的影響較小，但PO43-對DPAA吸附能夠產生強烈的競爭作用［40］。上述結果說明DPAA在土壤中的吸附主要受離子交換和專性吸附作用控制，且專性吸附的作用更加明顯。

氧化物和有機質也是影響土壤中DPAA吸附的重要因素。Maejima［41］和Wang［39］等的研究均表明，鐵/鋁氧化物含量高的土壤對DPAA的吸附能力更強。去除有機質反而增強了土壤對DPAA的吸附，這可能與去除有機質暴露了氧化物和硅酸鹽礦物的吸附位點有關［41］。此外，Zhu等［42］發現外源添加乳酸鈉顯著促進了土壤中DPAA的解吸，推測可能與乳酸鈉的競爭吸附或掩蔽氧化物表面的吸附位點有關。以上研究表明，DPAA在土壤中的吸附主要受氧化物的配位交換作用而非有機質的疏水作用控制，這與無機砷［43］、洛克沙胂［44］和阿散酸［45］的吸附機制類似。最近，Tanaka等［46］采用擴展X射線吸收精細結構光譜（Extended X-ray absorption fine structure，EXAFS）技術鑒定出DPAA在水鐵礦上的吸附結構為內圈層雙齒雙核和單齒單核。雖然DPAA在土壤中的吸附主要以牢固的專性吸附為主，但與前人報道的無機砷的吸附量［47］相比，DPAA的吸附量明顯降低。這很可能與苯環取代基增加了DPAA分子的疏水性和空間位阻，進而影響了砷酸根與羥基基團的配位交換作用有關。類似現象也發生在甲基砷的吸附過程中［48］。

氧化還原電位對無機砷吸附/解吸的影響主要體現在碳、鐵和硫的價態變化上，其中，有機質作為電子供體促進鐵還原通常被認為是導致土壤中無機砷釋放的重要原因［49］，相關研究已經成為環境地學的熱點。然而，碳/鐵循環對DPAA吸附/解吸的影響罕見報道，目前僅有筆者結果顯示，淹水土壤中添加的乳酸鈉通過促進鐵還原進而促進了DPAA的釋放［42］。雖然這方面的研究剛起步，很多問題有待進一步研究，但上述結果足以說明碳/鐵循環是驅動土壤中DPAA釋放的重要因素。總體而言，目前對DPAA吸附/解吸的研究涉及的土壤類型有限，對氧化還原電位等條件變化引起的DPAA結合/釋放等關鍵問題缺乏認識，對其吸附機制的研究缺乏分子水平的依據。

3.2 二苯砷酸在土壤中的遷移及其影響因素

DPAA在土壤中的遷移一方面與吸附作用密切相關，另一方面與DPAA本身的吸附特性有關。目前，僅查到Maejima等［41］采用柱試驗開展了相關研究，發現DPAA在對其吸附能力弱的沖積土中容易發生遷移，而在對其吸附能力強的火山灰土中的遷移距離明顯降低。Maejima等［41］的研究還發現，與DPAA、PAA和MPAA相比，DMPAO和MDPAO的遷移能力明顯增強，說明苯砷酸類化合物的遷移能力隨分子結構疏水性的增加而增強。

3.3 二苯砷酸在土壤中的轉化及其影響因素

土壤中DPAA的有效轉化發生在淹水厭氧條件下，且與厭氧微生物的作用密切相關。Maejima等［18］研究發現，淹水條件下火山灰土和新成土中的DPAA在24周時的轉化率分別為31.4%和79.5%，其中，火山灰土中高含量的氧化物很可能通過降低DPAA的生物有效性進而降低其轉化率。Maejima等［18］研究還發現，DPAA在淹水土壤中主要發生脫苯環反應，加入葡萄糖后則主要發生甲基化反應。另有研究從污染稻田土壤中同時檢測到DPAA的甲基化和脫苯環產物［50］，說明碳源也是影響DPAA轉化的重要因素。

硫化是淹水土壤中DPAA的另一個重要轉化途徑。Nakamiya等［33］在污染地下水中檢測到DPAA的硫化產物，包括二苯基硫代砷酸（Diphenylthioarsinic acid，DPTAA）和甲基化二苯基硫代砷酸（Methylphenyldithioarsinic acid，MPDTAA）。近來，日本Naoki Harada課題組開展了一系列有關DPAA硫化的研究。Guan等［14］的研究發現，向淹水土壤中添加碳源和硫酸鹽顯著促進了DPAA轉化。Hisatomi等［15］進一步鑒定出DPAA的轉化產物為DPTAA。從上述土壤中分離得到的硫酸鹽還原菌Desulfovibrio aerotoleransJCM 12613在溶液中能夠直接介導DPAA的硫化［51］。Zhu等［42］還考察了DPAA釋放對其硫化的影響，發現碳/鐵循環通過促進黑土中DPAA的釋放進而促進其硫化。該研究首次揭示了碳鐵硫耦合作用下土壤中DPAA的結合/釋放與硫化過程，說明碳鐵硫循環是影響土壤-水環境中DPAA轉化的關鍵因素，具體可能產生的影響見圖1。總體而言，雖然厭氧微生物顯著促進了DPAA發生脫苯環、甲基化或硫化，但僅依靠土著微生物破壞DPAA的As-C鍵并釋放出無機砷仍比較困難。

圖1 碳-鐵-硫耦合作用下土壤中DPAA形態轉化與分配過程的示意圖Fig. 1 Schematic diagram for morphological transformation and partitioningof DPAA under the coupling effects of carbon, iron and sulfur

4 土壤—水環境中二苯砷酸污染的修復

有機污染土壤的修復技術主要分為物理/化學修復和生物修復。其中，物理/化學修復尤其適用于高濃度有機物污染場地土壤。由于我國化學武器埋藏區土壤總砷含量往往嚴重超標［31］，采用物理/化學修復技術處理其中的高濃度有機砷很可能卓有成效。與物理/化學修復相比，生物修復具有成本低和綠色環保等優點。我國已發現的化學武器有不少直接埋于農田土壤［52］，而生物修復尤其適用于中、低濃度有機物污染農田土壤。因此，本文將重點綜述物理/化學和生物修復技術在DPAA污染修復中的修復機制與技術發展。

4.1 物理/化學修復

物理/化學方法能有效鈍化或消除土壤中的DPAA。Arao等［11］在化學武器污染土壤上施用0.04%活性炭并種植一季水稻后，在水稻秸稈中未檢測到DPAA。這說明活性炭吸附降低了DPAA的生物有效性，但由于活性炭吸附并未破壞苯環結構，因而不能消除環境中的DPAA。化學氧化則能夠實現將DPAA降解為小分子有機物，甚至是無機砷。周廷等［32］提出利用芬頓試劑的強氧化性去除土壤中DPAA的思路。最近，筆者進一步開展了試驗研究，結果表明，芬頓和類芬頓氧化法均能夠有效去除土壤中的DPAA，去除率在65%以上，且DPAA通過逐步脫苯環最終降解為無機砷［53］。

光化學氧化也能達到消除DPAA的目的，這方面的研究近年來開展的較多。Wang等［54］的研究表明，純水中的DPAA經紫外光照射全部發生了光降解，最終生成小分子有機物、砷酸鹽和亞砷酸鹽，加入納米TiO2光催化劑還能避免生成毒性較高的亞砷酸鹽［55］。TiO2光催化同樣能有效去除土壤中的DPAA。王阿楠和駱永明［10］的研究顯示，原位施用TiO2光催化劑時，對DPAA的光催化能力受限于土層厚度和土壤含水量，采用異位泥漿法則顯著提高了DPAA降解率（＞57.0%），且降解終產物為無機砷［56］。上述結果提示，利用（光）化學氧化法將DPAA降解為無機砷和植物超富集無機砷同時進行，理論上能夠徹底去除土壤-水環境中的DPAA，這為DPAA污染的（光）化學-植物聯合修復提供了新思路。

4.2 生物修復

至今已報道的DPAA降解菌有不動蓋球菌NK0508［57］、附著劍菌L2406和L2413［58］。其中，NK0508在溶液體系中對DPAA的降解率最高，3d的降解率可達80%，且DPAA轉化為無機砷的效率約為50%。上述降解菌為DPAA污染土壤的微生物修復提供了菌種資源，但尚未應用到土壤中，降解菌在土壤中的存活率及對DPAA的降解效果仍然未知。K?hler等［59］從污染土壤中分離出嗜麥芽寡養單胞菌、假單胞菌和節細菌屬，上述菌株顯著促進了土壤中DPAA等苯砷酸類化合物降解為無機砷，但具體降解過程與機理未知。這是國際上有關微生物降解土壤中DPAA的首次報道。最近，宋芳等［60］對根際促生菌RC6b進行了化學誘變，并進一步考察了誘變后的菌株對土壤中DPAA的去除效果，結果顯示90d的去除率超過了50%。這是國內有關DPAA降解菌的首次報道。總體而言，當今對DPAA微生物降解的研究主要集中在降解菌的分離、降解條件及降解率等前期研究上，對降解機理、降解基因和降解酶等關鍵問題仍缺乏清晰的認識。

近年來，利用植物去除DPAA的研究也取得了一定進展。馮仕江等［61］采用水培試驗考察了蜈蚣草對DPAA的植物提取作用，發現培養2周后葉子部分的生物富集系數達到140。但蜈蚣草對土壤中DPAA的去除效果非常有限［40］，同時接種根際促生菌RC6b提高了DPAA去除率，90d時可達24.5%；經蜈蚣草吸收的DPAA大部分被轉運至地上部分［62］，因而通過移除蜈蚣草地上部分，能夠徹底去除土壤中的DPAA。但從目前的結果看，蜈蚣草對土壤中DPAA的植物提取效率還有待提高。此外，魯勝利等［63］認為在化學武器污染土壤上接種能將有機砷無機化的高效菌株，再種植蜈蚣草、大葉井邊草等無機砷的超積累植物，使有機砷的無機化和植物提取無機砷同時進行，理論上能夠徹底去除DPAA等苯砷酸類化合物。但選育能使DPAA向無機砷高效轉化的菌株，同時保證該菌株在土壤中的存活仍然是當前面臨的難題。

5 研究展望

化學武器殘留的DPAA造成的土壤-水環境污染問題已經受到政府機構、國際組織和學術研究機構的高度關注。中國一直致力于解決遺留化學武器污染問題，目前日本遺棄在華化學武器銷毀工作已經全面展開，但加強化學武器在長期掩埋過程中的泄露、在銷毀過程中產生的彈藥污水以及銷毀后產生的固體殘渣等引起的土壤—水環境DPAA污染的研究與治理仍然刻不容緩。未來應加強以下幾個方面的研究：

1）土壤-水環境中DPAA分析方法的標準化。注重標準替代物、凈化內標和標準參照物的研制，加強不同實驗室之間分析結果的比對，完善質量保證與質量控制體系，建立土壤、水體與沉積物樣品中DPAA的標準分析方法，為科學研究和污染監控服務。

2）DPAA的土壤—水環境調研與數據庫建立。結合我國化學武器埋藏區的地理位置、土壤類型和土地利用方式等特點，開展區域性的環境介質中DPAA污染范圍與濃度水平的調研，建立土壤—水環境DPAA污染數據庫。

3）土壤—水環境中DPAA賦存形態和多介質、多界面環境行為。結合化學武器埋藏區的分布特點，研究DPAA在土壤、土壤膠體、黏土礦物、氧化物上的結合形態與分子結合機制，闡明DPAA在多介質環境內部和微觀界面的結合/釋放、遷移、轉化過程及機制，服務于風險評估與污染修復。

4）土壤—水環境中DPAA污染的修復技術。化學武器的銷毀與殘留的苯砷酸類化合物的污染治理具有同樣的重要性。需要開展新型修復材料的研發，加強物理/化學—植物聯合修復的研究；繼續篩選DPAA高效降解菌，在分子和基因水平上探明其機制，并融合基因工程、分子生物學與植物修復技術，建立適合不同污染介質類型、性質及條件的生物修復技術方法體系。