基于被動采樣技術的砷有效性和界面過程研究：進展與展望*

管冬興，魏天嬌，袁召鋒，李 剛，陳 正?

（1. 天津大學地球系統科學學院表層地球系統科學研究院，天津 300072；2. 法語魯汶大學地球與生命研究所，比利時新魯汶 B-1348；3. 西交利物浦大學健康與環境科學系，江蘇蘇州 215123；4. 中國科學院城市環境研究所，廈門 361021）

砷（arsenic，As）是自然界中普遍存在的有毒污染物，在大多數環境下，砷濃度低于對人類健康造成危害的水平。但在特定條件下，砷富集于土壤、沉積物、地下水和生物體等介質中，通過空氣、水和食物等形式進入人體并造成顯著危害。過量攝入或長期低劑量砷暴露均會對人體健康構成嚴重危害，典型的地方性砷中毒癥狀是“烏腳病”，嚴重時可誘發皮膚、膀胱、肺等器官的癌變以及發育、心血管、代謝性疾病和糖尿病[1-3]。

砷在環境中以多種形態存在，主要有砷酸及其鹽（As（V））、亞砷酸及其鹽（As（III））、一甲基胂（MMA）、二甲基胂（DMA）、胂膽堿、胂甜菜堿和胂糖[4-5]。其中，As（V）是好氧環境中砷的主要存在形式，而As（III）則主要在厭氧環境如淹水土壤中存在，兩者之間在微生物作用下更容易發生相互轉化[5-7]。甲基化砷盡管含量相對較少，但同樣廣泛存在[5-6，8-9]。除以上常見砷形態外，硫代砷酸鹽也在水稻田土壤溶液和富硫化物溫泉中廣泛存在[10-11]。氧化還原電位（Eh）和pH 是影響砷形態最重要的兩個因素[12]。

在土壤環境中，砷的（生物）有效性不僅取決于其在水相中的形態，還受到砷在固液相的分配能力、微生物代謝能力和植物根系作用的顯著影響。對砷在復雜水-土-生體系的遷移機制的認識依賴于對不同介質中砷界面過程的研究突破。土壤環境微界面是土壤組分（礦物和有機質）、植物根系、微生物、動物區系等微界面的集合體和動態變化的連續體，具有高度的時空異質性，決定著砷在土壤和沉積物環境中的賦存形態、生物有效性和向其他環境介質（如水體和植物）的遷移[13-16]。隨著對砷在環境中遷移轉化行為的認識越來越充分，研究手段逐漸成為了限制砷有效性和界面過程研究的主要因素。針對這一研究領域，本文首先介紹了砷研究的采樣技術以及被動采樣技術的必要性，之后介紹被動采樣技術在單一水相和土水混合相砷檢測中的進展，以及環境微界面砷分布和運移的高分辨表征，最后對今后的研究方向進行了展望。

1 采樣技術

1.1 采樣技術簡介

對于土壤環境中的元素行為，相關研究方法經歷了一個從粗放到精細，從異位破壞性取樣到原位分析的過程[17]。在表1 中總結了常用方法的使用特點和主要限制因素。早期的土壤剖面研究直接破壞性分層取樣，現在已很少使用[18-22]。為了盡可能地減少采樣過程對樣品性質的影響，原位孔隙水采樣技術逐漸成為主流。

土壤溶液采樣器（Rhizon sampler，圖1a））因其簡單快速，應用最為廣泛。土壤溶液采樣器主要由一根中空纖維膜和一個泵或者注射器組成。土壤孔隙水在泵或者注射器的負壓下，透過 0.22 或0.45 μm 孔徑的中空纖維膜進入收集管或注射器中。當多根采樣器按深度不同平行放置時，可采集不同深度的土壤孔隙水，分析結果能反應出土壤孔隙水的元素空間變化。土壤溶液采樣器法的采樣過程對樣品干擾大，很少用于分析土水界面元素分布。此外，經多次使用后，其中空纖維膜上的濾孔會逐漸被堵塞，造成取樣困難，因此其對元素動態變化的研究能力有限。

表1 界面過程采樣-分析方法的使用特點和主要限制因素Table1 Characteristics and main limiting factors of the application of the interfacial process sampling & analysis methods

圖1 常用主動和被動土壤溶液采樣器Fig. 1 Commercially available active/passive soil porewater samplers

與土壤溶液采樣器相比，平衡式孔隙水采樣（Peeper，圖1b））是一種原位的孔隙水被動采樣技術，其主要結構為一塊具有多個采樣槽的平板，采樣槽中預先填滿水，通過一張濾膜密封。使用時，Peeper 采樣器插入水飽和的土壤中，孔隙水中的化學物質通過擴散進入采樣槽中。待平衡一定時間后，將采樣器取出，小心地移除濾膜，可去除采樣槽的溶液用于后續分析。Peeper 的采樣過程對環境影響小，其空間分辨率取決于采樣槽的寬度，最小可達2 mm。但隨著空間分辨率的增加，采樣難度加大，可供分析的溶液體積減小[19，39-40]。

在需求更高的空間分辨率的情況下，薄膜擴散平衡（DET）和薄膜擴散梯度（DGT）探針（圖1c））是更為可靠的技術，各種吸附層的發展使得DET/DGT 探針技術可有效分析總砷和無機砷形態的分布[18，21，30，41]。DET 探針的原理與Peeper 類似，但是采樣槽被水凝膠層代替，水凝膠層較采樣槽有更好的穩定性和操作性，尤其是平衡時間和空間精度上，具有更大的優勢。DGT 探針和DET 探針的外觀類似，但是功能更加強大。DGT 探針在DET的水凝膠擴散層后面加入了一個吸附層，吸附層可隨著時間逐漸富集待測污染物，因此在對于痕量污染物的分析方面，具有其他方法所不可比擬的優勢。

原位反復孔隙水采樣器（IPI 采樣器，圖1d））是唯一可原位重復采樣的孔隙水采樣器。單根的IPI采樣器在結構上類似于土壤孔隙水采樣器，不同之處在于IPI 采樣器在納米中空纖維膜采樣管的兩端均連有導管。IPI 采樣器的取樣原理類似于Peeper，使用時，先在導管和納米中空纖維膜中預先填充除氧純凈水，插入待測的土壤體系，待平衡后，通過兩側導管取出采樣管中的平衡溶液。與Peeper 相比，IPI 采樣器不僅具有更高且準確的空間精度，而且可重復采樣，同時大幅降低了操作難度和樣品污染的可能性。

1.2 被動采樣技術的必要性

基于不同的采樣過程，被動采樣相對于主動采樣而言，有著采樣設備體積相對較小、不需額外電源驅動、可長期使用等特點，但是也具有難以監測短期變化、低富集效率等缺點。然而，對于砷的界面過程和有效性的研究，被動采樣相對于主動采樣具有巨大的優勢，主要表現在：

（1）被動采樣對土壤和沉積物介質干擾少。主動采樣雖然采樣速度快，采樣量大，常用于大氣和水體等相對均勻且流動性大的體系，但是與大氣和水體相比，土壤和沉積物體系具有靜態且異質性的特點，選擇干擾小的被動采樣技術對于研究原位的土壤和沉積物過程非常重要。

（2）被動采樣可用于模擬植物吸收過程。被動采樣可通過控制濾膜的孔徑，調控可進入采集管/槽/凝膠層的元素分子和離子的大小，過濾掉大部分膠體或更大的顆粒物，模擬元素在根際的擴散行為，更接近植物吸收的真實過程，進而更準確地評估有效性。此外，基于動力學的被動采樣技術（如DGT）通過持續吸收間隙水中離子濃度，促進易解離絡合物的解離以及固相吸附態向液相的遷移，可更好地模擬根際微區元素的活化與遷移過程。

2 被動采樣技術在單一水相和土水混合相砷檢測中的進展

2.1 水相中總砷及砷形態濃度的被動檢測

目前已有的被動采樣技術均可用于水相中砷的檢測，其原理主要分為擴散和擴散后富集兩類。以單純擴散為機理的被動采樣技術以Peeper、DET 和IPI 采樣器為代表，其檢測限和檢測目標主要決定于后續分析手段；擴散后富集以DGT 技術為代表，其檢測限取決于被動采樣時間，而檢測目標取決于固定相的組成結構。

DGT 可在 pH 為 4～8、離子強度為 0.1～500 mmol·L–1的環境條件下有效測定砷。目前可有效吸附砷的DGT 吸附層包括單一吸附材質吸附層和混合吸附材質吸附層。吸附層中起吸附作用的主要是對砷具有較強吸附性能的材料，如水鐵礦[42]、二氧化鈦[43]和氧化鋯[32]。這類材料對砷及其他含氧陰離子（如磷酸根、釩酸根、鉬酸根、銻酸根等）均具有良好的吸附性能。混合吸附層主要是用于陰陽離子（如水鐵礦–Chelex[44]）或陰離子與S2–（如氧化鋯-AgI[45]）的同時測定。氧化鐵類的吸附層還可吸附部分有機態的砷（一甲基胂和二甲基胂）[46-47]。多功能的吸附層在研究砷與其他元素的交互作用時具有很大優勢。

被動采樣測定砷形態的思路主要有2 種：1）采樣端調控，通過調控選擇性通過的擴散層，或者選擇性吸附的吸附層，使采樣器僅采集特定形態的砷。2）分析端調控，采樣器廣泛采集，通過后續的儀器分析實現砷形態的分離和定量。

可選擇性捕獲砷的吸附材質種類較多，各有側重。比如利用3-巰基丙基功能化硅膠（3MFS）特異性吸附As（III）[49]，利用Amberlite IRA 910 樹脂特異性吸附As（V）[50]。因常見水環境中砷的形態主要為無機的As（III）和As（V），將3MFS-DGT與非選擇性DGT 聯用，分別測出As（III）以及As（III）和As（V）總量，這是目前利用DGT 進行砷形態分析最常用的方法。

對于水樣中砷形態分析，離子色譜（IC）或高效液相色譜（HPLC）與質譜聯用是最成熟的方法。Peeper 和 IPI 采樣器可直接獲取溶液樣品用于HPLC/IC-ICP-MS 分析。然而，常用的Peeper 和IPI采樣器采集的樣品較少（～0.5 mL），通常僅能滿足元素總量測試需求。最近，Yuan 等[37]使用IPI 采樣器和優化的NH4HCO3淋洗液，通過手動向25 μL 進樣環中加載樣品，在僅需消耗50 μL 樣品的條件下，實現了快速（10 min 內）測試孔隙水中的常見砷形態，包括As（III）、As（V）、MMA 和DMA，并且該方法可同步測試孔隙水中P 和S 的形態。當應用于DGT時需要注意洗脫提取砷的過程對砷形態的影響[51]。此外，基于同步輻射的X 射線吸收近邊光譜分析則可準確測定水鐵礦吸附層中多種砷形態[51]，但是由于同步輻射大科學裝置的稀缺性，該分析方法難以作為日常形態分析手段。

2.2 基于被動采樣技術的土壤中砷含量的測定

被動采樣技術可用于采集土壤孔隙水中的砷。孔隙水中的砷代表土壤中最易移動的砷庫，常被用于表征砷在土壤中的遷移性和毒性。常用的被動采樣技術，如DET[52]、Peeper[36]和IPI[38]采樣器，采樣器中的砷濃度可用于表征孔隙水中的砷濃度。在野外，土壤環境動態變化，受環境中復雜的物理、化學和生物過程影響。因此，DET、Peeper 和IPI采樣器采集的砷反映了準平衡條件下孔隙水中的砷，即溶解態（dissolved）砷濃度。

DGT 通過特定的吸附層富集孔隙水中的砷，可表征砷從固相或復雜螯合態向液相補充的動力學過程[53-54]。因此，DGT 測定結果將土壤多方面特性整合為一個關鍵參數，即有效態（labile）砷濃度（CDGT）或通量（FDGT）[55]。與水體中的砷相比，土壤和沉積物孔隙水中的砷一般具有更強的再補充能力，為防止吸附層飽和，水鐵礦和二氧化鈦DGT 在土壤中的推薦放置時間一般為1～3 d[41-42]。容量較大的吸附層適宜用于高濃度砷或長期砷擴散過程研究，比如氧化鋯[32，41]，不必擔心砷富集或干擾物（如磷酸根）富集而造成DGT 吸附層飽和。

使用被動采樣技術對土壤孔隙水中砷形態分析的思路與水體中相似，但是不同元素形態在土壤中存在復雜的耦合和解耦合現象，盡可能全面地收集相關元素形態信息將有助于深入理解相關元素在土壤中的生物地球化學過程。由于砷形態多樣且化學性質類似，從采樣端同步富集所有砷形態難度較大，在分析端優化測試方法將是增強土壤中砷形態分析能力的關鍵。通過優化的砷形態分析方法，IPI 和Peeper 有望方便地測試土壤溶液準平衡條件下的砷形態，但所得結果不能用于反映特定砷形態在土壤中的動力學過程。作為對比，特制的DGT 可完成相應的研究。在實際應用中，研究者可根據自身需要，單獨使用或聯用已有的被動采樣器技術。

2.3 基于被動采樣技術的土壤和沉積物中砷植物有效性分析

對于土壤環境中砷含量和形態的分析，可用于推測砷的植物吸收量。植物能夠吸收利用的砷在砷總量中通常占比很小，所有潛在的能夠被植物吸收利用的砷，被稱為“植物有效態（phytoavailable）”，具有“植物有效性（phytoavailability）”。有效砷大致可分成兩個部分，一是在土壤孔隙水中以小分子或者離子形式存在的砷，這部分可直接被植物吸收；另外一部分是大顆粒或者土壤固相中可快速釋放至土壤孔隙水中的砷，這部分不能直接被植物吸收，但是可快速補充至孔隙水中供植物吸收。

砷在土壤中多吸附于土壤的固相組分，如與鐵氧化物結合，同時也與土壤溶液中的有機物存在競爭、絡合等復雜關系[56]。當砷自由離子或分子濃度保持不變時，這一復雜體系處于準平衡狀態。當植物根系開始從土壤溶液中吸收砷，砷的吸收促使砷從土壤固相中解離，補充至土壤溶液。砷在土壤中的含量低，移動性也相對較差，可利用態占比較低，導致自由態的砷被消耗后，土壤再補給的速度低于砷被植物根系吸收消耗的速度，根表砷濃度幾乎為零，形成了從土壤溶液主體至根表的具有濃度梯度的耗竭層，厚度約為0.7～0.8 mm[57]。

現有被動采樣技術中，DGT 擁有基于動力學的元素形態分析能力，在分析元素的植物有效性方面，較傳統的植物有效性分析方式具有獨特的優勢。自2003 年被應用于土壤中砷的植物有效性分析[58]以來，DGT 分析預測土壤中植物有效態砷的可靠性已被廣泛探討。DGT 技術涉及的動力學過程與植物根系從土壤中吸收砷的過程具有相似性，并形成了相似的貫穿土壤基體（bulk soil）至根表/DGT 吸附層表面的具有濃度梯度的擴散層[22]。DGT 裝置的擴散層和根系周圍的耗竭層具有類似的特性。為了對二者進行對比，首先需要了解植物吸收砷所引起的土壤化學過程。

DGT 將土壤中各種環境因素對砷的植物有效性的作用，綜合反映為CDGT或FDGT，在模擬植物吸收過程的同時也消除了土壤性質造成的測定影響。因此，相比于傳統的基于平衡分配的化學提取方式，DGT 測定的土壤砷的動力學原理更加接近植物吸收的真實情況。常用 DGT 裝置擴散層的厚度為0.8～0.9 mm，與根際的耗竭層厚度相近。相似的濃度梯度和擴散通量，使得DGT 對根系吸收的模擬更為準確。

基于上述動力學原理，DGT 對砷植物有效性的研究主要分為兩類：1）應用DGT 評價和預測不同的土壤-植物體系中砷的植物有效性，以期建立更加普適和簡便的砷植物有效性評估方法；2）利用DGT獲取土壤-植物體系中砷的土壤動力學參數，研究其土壤動力學過程，為深入解釋砷的植物有效性提供證據。DGT 對砷植物有效性的研究中，DGT 裝置被視為植物的類似物或替代物。

第一類研究的設計思路是：將植物作為生物指示物，其體內砷含量即為土壤中真實的植物有效性砷含量，同時在未種植植物的平行土壤樣品中應用DGT 進行砷的測定。比較二者測定結果的相關性，即可判斷DGT 對砷植物有效性的評價效果。很多研究也同時對比了多種基于平衡分配原理的傳統化學提取方法。大量應用實例證明，DGT 技術對砷植物有效性的預測取得了較化學提取方法更好的相關性。DGT 在多種不同種類的土壤中均能保持良好的預測準確性，有潛力成為較為普適的砷植物有效性評估方法[59-60]。也有研究將DGT 測定的有效態比例與經典的多步提取法定義的有效態比例進行對比，二者也可很好地吻合[61]。

第二類研究的方法是，將DGT 應用于特定的土壤-植物體系，將測定結果帶入DIFS（土壤和沉積物中DGT 誘導擴散通量，DGT-induced fluxes in soils and sediments）模型后可計算土壤固相砷的解吸動力學參數，如解吸速率常數和響應時間[58，62-64]，進而分析未被擾動的初始狀態下，植物有效態砷被消耗后土壤的再補給能力。在植物生長前后分別利用DGT 測定土壤砷的有效態，代入模型計算解吸動力學參數，這類參數的變化程度即可反映植物對砷吸收能力的強弱[63，65]。對土壤再補給能力的分析能夠為砷的環境修復和評價提供依據[58]。DGT 測定值與土壤溶液濃度的比值稱為 R 值。這一動力學參數能夠反映 DGT 放置期間溶液中砷離子通量的衰減程度和土壤對衰減的響應。DIFS 模型還可計算得到Rdiff，反映主體（bulk）土壤溶液擴散作用對砷消耗的補充。通過 Rdiff對CDGT進行校正，就得到了土壤中全部能被有效利用的砷濃度CE[66]。這本質上是根據土壤性質對DGT 通量的影響，對直接測得的DGT 數據進行的校正，由此進一步消除土壤性質的差異對 DGT 測定的影響，使 DGT 對生物有效性預測的普適性更強。由此可見，對植物有效性成因的探討可反過來幫助植物有效性評價體系的建立，而基于動力學原理的被動采樣技術在其中發揮了重要作用。

此外，DGT 還以相同的原理應用于評價河流沉積物中砷的植物有效性[67]，以及預測砷對植物的毒性效應[68-69]。DET 技術由于具有與DGT 相似的組成、裝置和后續元素分析方式，因此在砷的植物有效性研究中有時用作DGT 的補充，用于測定含量較高的元素（如Fe、S）在土壤溶液中的總溶解物濃度[18，70-71]。其他被動采樣技術也有望用于砷的植物有效性研究，但目前這方面的工作尚較少。

3 環境微界面砷分布和運移的高分辨表征

3.1 界面中砷的空間分布

被動采樣技術已用于研究砷在土壤、沉積物、沉積物-水界面和植物根際的一維和二維空間分布特征。早在1997 年，Davison 等[72]即利用DGT 技術結合質子激發X 熒光光譜分析（PIXE）獲得了河流表層沉積物-微生物席（microbial mat）-水連續體中砷、鋅、鐵和錳的亞毫米級（100 μm）一維和二維分布，發現微生物席（5～6 mm 厚）在砷等元素循環中的重要調節作用。之后，DGT、DET、Peeper和IPI 等被動采樣技術在土-水系統中砷的空間分布研究中得到廣泛應用。借助PIXE、ICP-MS、高分辨（HR）-ICP-MS、激光剝蝕（LA）-ICP-MS 等儀器分析被動采樣器固定層/平衡層砷的分布，與測試樣品空間坐標對應起來，即得到環境介質或微界面處元素的一維/二維分布，空間分辨率達0.1～5 mm（表2）。

DGT 是砷空間分布研究中應用最廣泛的被動采樣技術。DGT 吸附層在飽和前可持續吸附砷，且砷一旦被吸附即被固定下來，位置不再移動，砷形態亦不易發生轉化。普通的吸附層上吸附劑顆粒大小在100 μm 以上，該類型吸附層可實現毫米級空間分辨。通過選用顆粒更小（≤10 μm）的吸附劑或改進吸附層制備工藝可得到高分辨吸附層，該類型吸附層上吸附劑顆粒足夠小且分布更為均勻，能夠實現亞毫米級空間分辨。懸浮顆粒試劑—亞氨基二乙酸鹽（SPR-IDA）、沉淀狀水鐵礦（precipitated ferrihydrite，PF）和沉淀狀氧化鋯（precipitated zirconia，PZ）即是高分辨吸附層的代表，已用于獲取亞毫米砷的空間分布。Stockdale 等[73，84]利用PF-DGT 技術結合LA-ICP-MS 分析獲得了SWI 處砷濃度的二維高分辨定量成像，捕捉到了砷的異質性分布特征和沉積物中的“熱區”（hotspot）現象。Guan 等[32]使用PZ-DGT 結合LA-ICP-MS 分析獲得了SWI 處砷的二維分布，發現在上覆水和界面下方8 mm 沉積物處均存在砷分布“熱區”，且與磷、銻和鉬具有共存效應。

DGT 測定的是有效態砷的分布，而DET、Peeper和IPI 可測定濕地、水稻田和沉積物間隙水中溶解態砷和其他元素（如鐵）的分布。DET、Peeper 和IPI 可單獨使用，也可與DGT 或其他被動采樣技術聯用。目前，已有研究將DGT 與DET 或Peeper 以“背靠背”方式聯用研究沉積物及其與水的界面處砷的一維分布特征和活化驅動因素，證實了鐵錳氧化物還原溶解對砷遷移的重要貢獻[74-75，82]。

3.2 界面中砷的時空分布

土水界面和根際界面是兩類典型的環境微界面。土水界面控制了沉積物/土壤與上覆水的砷交換，而根際界面是砷被轉運至植物體內的門戶，均具有重要的環境意義。土水界面和根際界面不僅具有空間異質性的特點，且容易隨著外界環境（如水分管理、施肥、污染物輸入、微生物降解、根系活動）快速變化[85-88]。因此，掌握砷在微界面的時空變化是理解砷在環境中遷移轉化過程的關鍵。通過優化被動采樣器設計和末端測試方法，DET、DGT和Peeper 已被廣泛應用于土水界面和植物根際一維或二維的砷空間圖譜繪制，空間分辨率可達微米～厘米[30，32，70，89]。然而，DET、DGT 和Peeper 均僅能一次性使用，在一定程度上阻礙了這些被動采樣技術在繪制微界面砷時空變化圖譜方面的應用。

為解決這一問題，可分批次在相近的土水界面處設置被動采樣器，以此獲得土水界面處砷時空變化圖譜。Arsic 等[30]和Bennett 等[70]使用該策略研究了表層水氧化還原環境變化對土水界面處砷空間分布的影響，明確了表層水中氧化還原環境對土水界面處砷行為的顯著影響，且砷與鐵在土水界面處的時空變化是耦合的。Bennett 等[70]同步使用3MFS 吸附層DGT 測試了As（III），進一步提出了在土水界面附近可能存在鐵砷解耦合微區，這是由于除了鐵還原砷釋放，土壤顆粒可能也參與了砷的吸附與解吸附過程。然而，這一策略需要假設土壤是均質的，然而實際土壤具異質性。IPI 采樣器則可原位重復使用，有望促進土水界面砷時空變化研究。Yuan 等[38]成功使用IPI 采樣器繪制了持續8d 的砷空間逐日分布，得到與DGT 相類似的結果。

表2 被動采樣技術在砷空間分布研究中的應用實例Table2 Application of passive sampling techniques in the study on spatial distribution of arsenic

繪制根際界面的砷時空變化圖譜較土水界面更加困難，這是由于根際界面處于較深層土壤中，且根際界面環境易隨著植物的生長或根系活動而快速變化，這使得使用與土水界面時空圖譜繪制相似的策略變得困難。Williams 等[77]使用DGT 成功繪制了整個試驗期間根際的砷擴散通量，與此同時，“背靠背”設置的平板光極則可記錄試驗期間氧氣（O2）和pH 的時空變化。在最近的研究中，Yin 等[83]在更多的土壤根際中重復了相似的試驗。截止目前，根際砷高分辨時空變化的研究仍然是一項空白。由于不需要破壞性采樣，IPI 采樣器的使用有望實現根際砷時空變化圖譜的繪制。然而，鑒于根際環境的復雜性，進一步的根際砷行為研究需合理聯用多種被動采樣、平面光極和微生物測序等技術，從多個視角解析砷行為過程。

4 結論與展望

土壤等環境介質中的砷與其中的礦物（如鐵錳氧化物）、硫化物、溶解氧、有機質和微生物等組分以及植物根系發生微尺度的復雜相互作用，因而具有高度時空異質性的特點。這些微觀作用過程決定了砷在環境介質中的賦存形態和向液相/上覆水遷移活化的能力，進而影響砷的有效性和微界面動力學過程。被動采樣技術的發展和應用極大地推動了土壤、沉積物和水環境中砷的原位監測、有效性表征和界面過程機制探討，展現出了強大的生命力，未來有望取得進一步的突破，以下幾個方面值得關注。

（1）被動采樣技術可測定土壤和沉積物中有效態或溶解態的砷含量以及植物根際砷的二維分布，未來可進一步發揮被動采樣技術的優勢研究植物吸收砷的微觀動力學機制。

（2）被動采樣技術測定砷可實現亞毫米至厘米的空間分辨率以及小時至天級的時間分辨率，同一種技術兼顧空間和時間分辨率是未來發展的趨勢。

（3）多種被動采樣技術的聯用可多方位研究砷的活化過程和歸趨，實現更便捷地多技術聯用可能需要改進現有裝置構型或設計輔助性裝置。此外，被動采樣技術還可與平面光極和土壤原位酶譜等技術聯用，多角度研究砷的生物地球化學過程。

（4）土壤和沉積物中生存有大量的動物區系，被動采樣技術有望用于模擬動物吸收砷過程的土壤供給限制，即砷的生物有效性。

（5）被動采樣技術尤其適合研究砷的界面過程，目前關于生物吸收金屬過程已經有了一些建模嘗試，如何進一步利用界面砷時空變化的數據構建砷跨界面運移的模型值得思考。