淹水過程中土壤硒的形態轉化

樊建新 曾宇 孫姣霞

摘要：對含硒（Se）土樣進行淹水培養，運用連續提取法和X射線光電子能譜分析（XPS）技術，揭示淹水處理過程中土壤硒和鐵氧化物的形態轉化過程。結果表明，土壤氧化還原電位（Eh值）對土壤硒形態轉化起主導作用，淹水培養過程中的水溶態和可交換態硒含量逐漸降低，元素態和殘渣態硒含量逐漸增高;XPS分析結果表明，淹水15 d后土壤中Se（Ⅳ）占總硒的百分比由59.7%下降到48.3%，元素態和金屬硒化物的含量分別升高了6.3百分點和5.1百分點。同時，淹水過程中土壤還原性鐵含量增加，且鐵氧化物晶體結構發生了變化。綜上所述，土壤Eh值為影響硒活性的主要因素，Eh值對土壤硒形態轉化起主導作用，土壤氧化性越強，土壤中硒的活性也越強。在淹水條件下土壤處在還原狀態，土壤中硒的移動性逐漸減弱，生物有效性降低。

關鍵詞：硒;淹水培養;形態轉化;連續提取;XPS

硒（Se）位于元素周期表第Ⅵ主族，是人和動物必需的微量元素之一，具有防癌、抗癌、抗氧化、抗逆境等多種作用[1-3]。但是，硒營養缺乏（含量小于40 μg/d）和硒吸收過量（含量大于400 μg/d）都會對人體健康產生一定的威脅[4-5]。中國有72%的縣（市）處于缺硒狀態，其中1/3的地方嚴重缺硒，施加硒肥是提高作物硒含量的有效途徑;但低硒地區長期施用的硒肥，只有5%～30%被植物吸收利用，而 70%～90%殘留在土壤中，并隨著土壤理化性質的變化而發生遷移、轉化，進而對水體、土壤乃至食物鏈產生潛在的危害[6-7]。而富硒地區（如中國湖北省恩施市和陜西省紫陽縣）也有發生硒中毒的案例[5]。因此，硒也成為與全球環境和人體健康有關的元素，并受到越來越多的關注。

人和動物主要通過土壤-植物-水體系統與硒發生關系，其中土壤是最基本的環節，它通過食物鏈實現人、動物對硒的營養需求。眾所周知，土壤硒的生物可利用性直接決定其在生物體內的富集量，而生物有效性受pH值、氧化還原電位（Eh值）、有機質含量、鐵氧化合物含量以及硒的形態等諸多因素影響[8-9]。因此，土壤淹水環境中硒形態轉化的研究，對認識土壤硒的移動性、生物有效性具有重要意義。本試驗通過模擬消落帶、稻田等的厭氧環境，利用X射線光電子能譜（X-ray photoelectron spectroscopy，簡稱XPS）研究淹水處理過程中土壤硒的形態轉化，揭示土壤中水溶態、可交換態、有機結合態、酸溶態、元素態和殘渣態硒之間相互轉化以及向水中遷移的機制，進而為土壤補硒和高硒區污染的防治工作提供科學依據和數據支撐。

1 材料與方法

1.1 化學試劑與儀器

HClO4、KOH、HCl、HNO3為優級純;K2SeO3、KBH4等其他試劑為分析純;試驗用水為去離子水。土壤分析用標準物質和Se標準溶液均由國家標準物質中心提供。測定儀器：氧化還原電位測定儀（Eh測定儀，AZ8551型，臺灣衡欣科技有限公司）;雙通道原子熒光光譜儀（AFS230E型，北京海光儀器有限公司）;Se空心陰極燈（北京海光儀器有限公司）;電感耦合等離子體原子發射光譜儀（ICP-AES，ICPS-7510型，日本島津有限公司）;X射線光電子能譜（XPS，PHI 5000 VersaProbe型，高德英特科技有限公司）。

1.2 供試土壤

土壤樣品采于山東省聊城市（36°31′25.8″N，115° 21′59.8″E）耕地的表層（0～20 cm）。土壤自然風干后，過20目篩備用。測定土壤的基本性質，其中土壤pH值用 1 g ∶ 2.5 mL 土水（除CO2水）比的溶液測定，土壤有機質含量用重鉻酸鉀滴定法測定。土壤中鐵（Fe）、錳（Mn）、鋁（Al）的總量采用體積比為3 ∶ 1 ∶ 1的HNO3、HF、HClO4的混酸于240 ℃消解后測定。 游離態的Fe、Mn、Al用硫代亞硫酸鈉-檸檬酸鈉-碳酸鈉法提取，無定型態的Fe、Mn、Al用草酸-草酸銨緩沖溶液[0.175 mol/L（NH4）2C2H4+0.1 mol/L H2C2O4，pH值3.0]提取;土壤中的Se元素總量采用王水（HCl、HNO3體積比=3 ∶ 1）沸水浴消解后測定。Fe、Mn、Al含量采用ICP-AES測定。Se含量采用原子熒光光譜儀測定。為了保證樣品分析的可靠性，采用國家標準物質土壤（GBW07401）進行質量控制，消解試驗中每個樣品設3個重復。

1.3 土壤培養

本試驗通過向土壤中加入外源硒來進行硒污染土壤的模擬，首先稱取5.0 kg土壤到酸洗處理的塑料桶中，然后加入 2 L 500 mg/L K2SeO3溶液，攪拌均勻后靜置7 d，除去上層溶液，于暗處放置6個月。老化土壤經冷凍干燥后，進行淹水培養。首先，分別稱取40 g老化土壤于18個容積為50 mL的離心管中，然后加入20 mL去離子水，蓋上蓋子，封口，手動搖勻后，置于手套箱（N2保護）中。設定淹水培養的2、4、8、15、28、56 d為取樣日，每個取樣日取出3根離心管，即同一樣品設定3個重復。樣品取出后，首先測定其pH值和Eh值，然后離心（9 000 r/min），用孔徑為0.45 μm的濾膜過濾，上清液中加1滴濃硝酸后，置于冰箱4 ℃冷藏，48 h內完成Fe、Se濃度的分析測試。對離心后的土壤樣品進行冷凍干燥處理。

1.4 連續分級浸提

基于Kulp等的提取方案[10-11]，根據本試驗土樣硒含量范圍，采用如下方法進行連續化學提?。海?）水溶態硒。1.5 g樣品+25 mL去離子水浸泡，振蕩器振蕩2 h，3 000 r/min 離心25 min，取上清液測定水溶態硒含量。（2）可交換態硒。步驟（1）所得沉淀物+25 mL 0.1 mol/L KH2PO4- K2HPO4溶液，振蕩器振蕩2 h，3 000 r/min離心 25 min，取上清液測定可交換態硒含量。加10 mL H2O洗滌殘渣，離心25 min后傾出上清液。（3）有機結合態硒。步驟（2）所得沉淀物+25 mL 0.1 mol/L NaOH溶液，于90 ℃水浴中放置2 h，3 000 r/min 離心25 min，取上清液測定有機結合態硒含量。加10 mL H2O洗滌殘渣，離心25 min后傾出清液。（4）元素態硒。步驟（3）所得的沉淀物+25 mL 1 mol/L Na2SO3溶液，pH值調至7，振蕩2 h，3 000 r/min離心25 min，取清液測定元素態硒。加10 mL H2O洗滌殘渣，離心25 min后傾出清液。（5）殘渣態硒。烘干步驟（4）所得沉淀物，消解后測定硒含量。

1.5 XPS分析

XPS分析土壤中Fe和Se，光源用Al Kα靶，加速電壓設置為23.5 kV，以C1s光譜峰的值為284.2 eV作為能量的校正標準，對土壤中的Fe和Se進行成分及形態分析。XPS數據經過XPS Peak 4.0進行形態分析，所有數據作圖在Origin 9.0上進行。

1.6 總硒濃度的測定

取過100目尼龍篩的土樣約0.2 g于50 mL比色管中，加入10 mL王水，沸水浴2 h，冷卻后定容，取2.5 mL于 10 mL比色管中，加入2 mL鹽酸，室溫靜置30 min，使Se（Ⅵ）還原為Se（Ⅳ），用10%鹽酸定容。參照Qin等的高硒環境樣品的形態分析方法[9]，采用原子熒光光譜法測定Se的含量。

2 結果與分析

2.1 土壤性質

受試土壤初始pH值為6.7，有機質含量僅為1.37%。土壤中總Fe、總Al含量分別占土壤總質量的2.55%、4.63%，總Mn含量為274 mg/kg。草酸銨緩沖液提取的無定形態Fe、Mn、Al（草酸提取態）含量分別為351、106、294 mg/kg。通過連二亞硫酸鈉-重碳酸-檸檬酸提取的土壤Fe、Mn、Al（游離態）含量分別為429、127、74 mg/kg。土壤Se濃度為0.38 mg/kg。

2.2 淹水過程中pH值、Eh以及Fe、Se的變化

pH值和Eh值是影響土壤中營養元素和污染物生物有效性的兩大主要因素。土壤pH值主要是通過影響硒結合物的溶解性與穩定性來影響硒的有效性。一般來說，pH值越高，土壤硒的可溶性越強，活性越大，越容易向土壤溶液中轉移。土壤氧化還原電位通過影響硒的價態轉化來影響其有效性，在土壤pH值一定的情況下，Eh值對土壤中硒的價態轉化起主導作用，一般土壤氧化性越強，土壤中硒的活性也越強。

如圖1、圖2所示，由于處在淹水狀態，在培養初期，Eh值從-50 mV迅速下降到-250 mV左右，此時土壤的氧化性迅速增強，土壤中硒的濃度先逐漸增強后迅速減弱。pH值對于硒的活性也有一定影響，在培養15 d以后，土壤Eh值趨于穩定，pH值逐漸上升。淹水初期pH值下降是由淹水過程中土壤中大量碳酸鹽的溶解作用以及土壤中CO2的累積所致，后期土壤pH值升高主要是土壤鐵氧化物的還原溶解作用所致。

此外，土壤中鐵的存在對于硒的遷移也有一定的影響。氧化鐵的吸附能力強于黏土礦物，其吸附量與土壤氧化鐵的含量和活化程度呈正相關[12]。由于土壤處于淹水狀態，大量氧化鐵被還原為亞鐵離子，使得原本固定在鐵氧化物上的硒被釋放到土壤溶液中，這也是淹水初期土壤溶液中硒含量迅速增加的一個重要原因。另外，在土壤氧化還原體系中，Se（Ⅳ） 的還原電位與氧化錳相似且高于Fe（Ⅲ）的還原電位[13]，淹水初期Se（Ⅳ）先于Fe（Ⅲ）發生還原反應，這也是淹水后2 d土壤溶液中鐵離子含量很低的原因。

2.3 土壤中Se的形態分布

硒在土壤中的形態分布是影響其生物有效性的關鍵所在，如水溶態硒和交換態硒在土壤中遷移能力較強，易被動植物吸收利用[14]，而有機結合態、元素態和殘渣態硒很難被植物利用。本試驗為探究在淹水培養過程中，土壤中硒的形態分布變化，進行了連續浸提試驗，結果如圖3所示。

淹水培養前土壤中水溶態硒占總硒含量的14%左右。在淹水培養2 d后，其濃度迅速降低，占比為11%。淹水培養15、28 d時土壤中水溶態硒在總硒中的占比分別為3.1%、3.3%。在淹水培養過程中，水溶態硒含量持續下降;而15 d后其含量基本不變。淹水前土壤中可交換態硒含量為 17.6 mg/kg，占總硒的11%。在淹水培養后，其濃度逐漸下降，直至28 d時降至較低水平，為9.48 mg/kg，占總硒的7%左右。在淹水過程中，水土中的氧氣逐漸耗盡，土壤Eh值逐漸下降，由好氧轉向厭氧條件，亞硒酸鹽向元素態硒和負二價硒化物轉變，這導致水溶態硒含量的持續下降。同時，土壤中鐵氧化合物的還原溶解，使得被吸附固定的硒釋放到溶液中后被還原，形成難溶性硒，使交換態硒含量降低。

有機結合態硒指堿溶性有機硒化物及其絡合物。淹水前土壤中有機結合態硒含量為52.0 mg/kg，在淹水初期含量有所下降，隨后緩慢下降，培養15 d時降至48.5 mg/kg。在整個淹水培養過程中，有機結合態硒含量并沒有明顯變化。另外，在淹水培養過程中元素態硒、殘渣態硒含量都有所升高，淹水培養前元素態和殘渣態硒含量分別為14.6、50.5 mg/kg，分別占總硒的9%、32%。在淹水培養前半段時間，元素態硒的含量持續上升，在15 d時總硒比例達到30.18 mg/kg，占總硒的20%;28 d，元素態硒含量為32.9 mg/kg，占總硒的21%。培養過程中，殘渣態硒含量持續上升，在28 d時達到58.8 mg/kg，約占總硒的37%。

在淹水過程中，土壤Eh值的變化造成了土壤中硒形態之間的相互轉化。通過與其他形態硒含量變化的對比，可以發現在淹水初期，土壤氧化性的減弱使得大量硒酸鹽向低價態（元素態）轉變，故水溶態硒在前期迅速下降，元素態硒在中前期有一定的增加。在淹水培養中后期，土壤還原性的增強導致硒的遷移性降低，水溶態、可交換態和元素態等有效硒逐漸轉變為移動性較差的殘渣態硒，難以被動植物利用。

2.4 土壤XPS光譜分析

2.4.1 土壤中Se的XPS光譜 XPS通常用于分析礦物表面的元素組成和化學形態，特別是變價元素在礦物表面的遷移轉化[15]。本試驗采用XPS技術測定土壤中Se和Fe的形態。根據報道，Se（Ⅳ）的Se 3d峰結合能都大于58.0 eV，元素硒的為54.6～57.5 eV，金屬硒化物的為52.8～55.7 eV[16]。本試驗中土壤Se的主峰在56.0～57.5 eV之間（圖4-a），主峰結合能向較低值移動，峰形隨培養時間的變化而變化。

此外，本試驗將Se（Ⅳ）、元素硒、金屬硒化物的3d5/2峰分別設定為58.3、56.7、55.2 eV，進行分峰擬合，結果如 圖4-b、圖4-c和表1所示。經過15 d的淹水培養，土壤中Se（Ⅳ）占總硒的比例由59.7%下降到48.3%，元素態硒所占比例由35.2%上升到41.5%，升高了6.3百分點;金屬硒化物由5.1%上升到10.2%，升高了5.1百分點。因此，在土壤淹水培養過程中部分Se（Ⅳ）被還原，生成溶解度更低的元素態硒和金屬硒化物。一些研究報道了濕地土壤中硒的生物地球化學循環，在濕地系統中，Se（Ⅳ）被還原為Se（0）[17]，且在低Eh值下Se（0）和金屬硒化物的形成限制了硒的溶解度[18]。此外，在非淹水土壤中，鐵、錳氧化物結合態硒為主要成分。在淹水條件下，由于鐵、錳氧化物被還原，其對硒的吸附能力降低，導致硒的形態分布發生變化。因此，氧化鐵的形成會影響土壤中硒的轉化及其生物有效性。

2.4.2 土壤Fe的XPS光譜分析 培養0、15 d時土壤中的Fe 2p如圖5-a所示。結果表明，淹水培養處理的土壤Fe 2p峰位也不同，但不是特別明顯，因此筆者對Fe 2p3/2進行了分峰擬合，以得到淹水過程中土壤氧化鐵的形態變化。土壤中含有FeS2、FeO、Fe3O4、Fe2O3和FeOOH等多種含鐵化合物。據研究，FeS2、FeO、Fe3O4、Fe2O3和FeOOH的主峰位分別為 706.7、708.3、709.8、710.6、711.6 eV，同時，在713.1、714.5、716.0 eV處有3個表面峰[19-21]。

由圖5和表2可知，淹水培養后，711.6 eV處的主峰面積增加，說明FeOOH的占比升高，這可能是由淹水過程中水鐵礦增多所致。同時，淹水培養使708.3 eV處的峰面積比例增大，表明土壤中亞鐵含量升高。因此，在土壤淹水培養的過程中鐵氧化物被還原溶解， 而以鐵氧化物結合態存在的硒會隨之被釋放到土壤溶液中，這也是淹水初期土壤溶液中硒濃度升高的原因。另外，淹水培養過程中亞鐵離子有可能被氧化生成三價鐵離子，并生成非結晶態鐵氧化物，導致釋放在溶液中的硒再次被固定在土壤中，這可能是溶液中硒濃度下降的原因之一。

3 結論與展望

土壤淹水培養過程中，土壤Eh值先下降后趨于穩定，pH值先降低后緩慢升高。與此同時，土壤溶液中的硒濃度出現先升高后降低的趨勢，而淹水過程中溶液中的鐵濃度逐漸升高。連續浸提和XPS分析結果表明，淹水過程中有效態硒（水溶態和交換態硒）含量逐漸下降，元素態和殘渣態硒含量逐漸升高，其原因主要是硒的還原作用。同時，土壤Fe的XPS數據表明，淹水過程中土壤還原性鐵含量增加，同時鐵氧化物晶體結構發生變化。綜上所述，土壤Eh值為影響硒活性的主要因素，Eh值對土壤硒形態轉化起主導作用，土壤氧化性越強，土壤中硒的活性也越強;在淹水狀態下，土壤處在還原狀態，整體上土壤中硒的活性逐漸減弱。但是在淹水初期，微生物的活動加速了吸附在土壤礦物表面的硒釋放，增強了土壤硒的活性和移動性，使之更易被動植物所利用。此外，在大量施加外源硒的情況下，相當部分的硒被土壤固定，難以利用。

目前，大量研究集中在土壤性質對硒固定的影響作用方面，缺乏環境條件改變（Eh值、pH值）時硒的生物有效性變化特征和具體機制研究。為進一步探索淹水稻田土壤中硒生物有效性變化的機制，今后的研究可從以下幾個方面開展：第一，結合水稻生長季節（特別是關鍵生長期），研究實際土壤中硒的形態分布，同時分析土壤性質的多個指標，揭示影響硒形態分布和生物有效性的調控因子。第二，結合梯度擴散薄膜技術，研究根系分泌物對硒的形態和有效性的影響。第三，結合基于同步輻射的X射線熒光光譜和X射線吸收光譜等現代原位分析手段，原位揭示土壤中硒的形態分布和結合狀態。這對于缺硒土壤合理施加硒肥和高硒地區的污染防治具有重要的意義。

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