持續污染下洛克沙胂在土柱中的遷移轉化及其風險評估

楊學磊，趙心怡，劉雅慈

（1.河北正潤環境科技有限公司，石家莊 050061；2.河北水文工程地質勘察院有限責任公司，石家莊 050061；3.中國地質科學院水文地質環境地質研究所，石家莊 050061；4.福建省水循環與生態地質過程重點實驗室，福建 廈門 361000）

洛克沙胂（Roxarsone，ROX）是一種低毒化合物，在世界范圍內被廣泛用作禽畜飼料添加劑，用于促進家畜生長、增強肉類色素沉著和對抗腸道寄生蟲。然而，大于95%的ROX 通過家禽尿液和糞便排泄到環境中[1]，家禽糞便通常露天堆積或施于農田，ROX 進入環境后能夠在生物作用和非生物作用下迅速降解轉化為無機砷。雖然ROX 毒性較低，但其降解產物As（Ⅲ）、As（Ⅴ）、二甲基胂酸（DMA）、甲基胂酸（MMA）、3-氨基-4-羥基苯胂酸（HAPA）和其他砷化合物的危害更大[2]。無機砷[I-As，包括As（Ⅲ）和As（Ⅴ）]化合物不僅毒性更大，而且比ROX 更具流動性[3]。家禽糞便的土地利用將砷化合物引入環境，并增加砷污染土壤和水的風險[4-5]，同時，施用含ROX 的肥料可顯著提高植物對不同砷的吸收，這些植物包括水稻、蔬菜等[6-7]。例如：利用含有ROX 及其代謝物的雞糞改良土壤，土壤生物質量降低，在此土壤中生長的蘿卜組織中發現了As（Ⅲ）、As（Ⅴ）和DMA，且其中砷含量隨著雞糞施用量的增加而增加[8-9]。考慮到人類和環境健康問題，歐盟（1999 年）、美國（2013 年）和我國（2018 年）禁止使用ROX。然而，許多國家，包括墨西哥、印度和阿根廷仍然允許使用[10]，而且，ROX使用了幾十年，已經導致環境中大量砷的積累。因此，有必要研究ROX進入土壤后的環境歸宿。

ROX 可以在生物和非生物作用下轉化。微生物在ROX 降解中起著關鍵作用[11]，在厭氧或好氧環境條件下可以將ROX 轉化為不同的砷化合物。ROX 和微生物之間有著密切的關系，ROX 可以促進微生物生長，反過來，微生物可以更快地降解ROX[12]。在厭氧條件下，ROX 可在雞糞富集物中被Clostridium快速轉化，主要產物為HAPA 和I-As[13]，分離出的第一個能夠轉化ROX的厭氧細菌是嗜堿菌Alkaliphilus orem-landiiOhILAs[14]。另外兩種菌株Shewanella oneidensisMR-1 和Shewanella putrefaciensCN32 也 可 以 在厭 氧條件下轉化ROX[15-16]。在好氧條件下，從砷污染的水稻土中分離出一株純培養的細菌Enterobactersp.CZ-1，并確定了一種ROX 生物轉化的新途徑，其中ROX首先被還原為HAPA，然后乙酰化為N-AHPAA[17]。除微生物作用外，光照可使ROX發生光降解或光催化氧化轉化，隨著光強的增大，ROX 降解效率逐漸提高。紫外線（UV）與其他氧化劑可形成高級氧化工藝，更加高效降解去除ROX，例如UV/Cl[18]、UV/ZnO[19]、UV/TiO2[20]、UV/H2O2[21]、UV/赤鐵礦/草酸系統[22]。

因為砷酸官能團的存在，ROX 在土壤中的吸附表現出和As（Ⅴ）相似的性質，土壤中的金屬氧化物和黏土礦物等對ROX 均有很強的吸引力，而且土壤的理化性質對吸附過程都有影響[23]。影響ROX 吸附的環境因素包括：礦物類型、金屬離子、離子強度、pH值、溶解性有機質（DOM）等。吸附法被認為是處理ROX 污染的一種經濟且有效的方法，然而，對ROX 的吸附若要達到吸附平衡通常耗費時間比較長，此外，與有機砷相比，通過吸附去除無機砷更徹底，且技術更成熟，因此，ROX 的去除往往將吸附與降解或氧化相結合進行，首先由降解或光照氧化產生無機砷，進而通過吸附材料對生成的無機砷進行吸附，以達到徹底去除砷的目的[24]。

向土壤中施用含ROX 的禽畜糞便，會對土壤、水和植物造成砷污染的風險，因此有必要調查ROX 進入環境后造成的砷污染。以往的研究多集中于ROX的轉化或吸附，而對遷移的研究較少，尤其是在ROX持續污染的情景下，對ROX 誘發砷污染和遷移的全過程缺乏研究。本研究通過一維土柱實驗探究ROX持續污染的前提下，垂向包氣帶上砷化合物形態和含量的時空變化，揭示ROX 使用導致的生態風險，提高人們規范使用飼料添加劑的意識，并重視對禽畜廢棄物的科學處理。

1 材料和方法

1.1 化學試劑

ROX（純度>98%，CAS No.：121-19-7，分子式：C6H6AsNO6，分子質量：263.04）購自邁瑞達科技有限公司（北京）。As（Ⅲ）、As（Ⅴ）、MMA、DMA 標準溶液購自中國計量科學研究院（北京）。色譜級甲醇購自Thermo Fisher Scientific（美國）。其他化學試劑都是優級純。

1.2 土壤樣品的收集和土柱填充

試驗土壤采自位于山東聊城市陽谷縣的一片沒有經過人類活動的樹林，進行后續柱模擬試驗。清除帶有雜草和樹葉的表層土壤，采集0~50 cm 深度的土壤，清除樹根、樹葉和礫石，充分混勻。將混勻后的土壤放入密封袋中帶回實驗室，自然風干后進行土柱裝填。土壤經鑒定為粉土，溶液滲透緩慢。

模擬柱為長100 cm，內徑8 cm 的有機玻璃柱（圖1），土柱內壁均勻涂抹凡士林以防止側壁優勢流，底部放尼龍網。從下向上先裝填10 cm 高的石英砂，再裝填70 cm 高的過20 目篩的背景土，按野外實際測得容重分層填充，每裝填5 cm 后打毛表層，再繼續填充；裝填完70 cm 高度后再填充5 cm 的石英砂，使最上端溢流口距石英砂表面5 cm，以保證進水均勻淋濾。從上到下每隔10 cm開1個孔（編號①~⑨），在②~⑨號孔中插入土壤溶液取樣器，用來在不同時間進行取樣。土柱外面包裹鋁箔紙，排除光照作用。

圖1 模擬土柱示意圖Figure 1 Schematic diagram of soil column

1.3 實驗流程

土柱裝填完成后，從土柱底部緩慢向上通沸騰后冷卻的去離子水，以驅除土柱中的氣體，當溢水口出現溢流時停止。待土柱穩定后，使用蠕動泵從上向下通入配制好的ROX 溶液（200 mg·L-1），通入溶液中的ROX 濃度高于一般自然環境中的ROX 濃度，以保證進入到土壤后的ROX 達到一定濃度水平，使得結果更加顯著。模擬過程中定期于側壁的取樣孔通過土壤溶液取樣器進行土壤溶液取樣，檢測ROX、DMA、MMA、As（Ⅲ）和As（Ⅴ）。模擬過程持續了157 d，待實驗結束后在每個側壁取樣孔進行不同深度的土壤取樣，檢測砷化合物形態和微生物多樣性。

1.4 樣品中砷形態的提取方法

為保證土壤中砷形態不改變，冷凍干燥土壤樣品，研磨后過200 目篩，取4 g 土壤加入由0.1 mol·L-1H3PO4和0.1 mol·L-1NaH2PO4·2H2O 按體積比1∶9 混合配制成的提取液20 mL，55 ℃水浴10 h，超聲10 min，10 000 r·min-1離心5 min，取上清液過濾后待測。此方法在國內外相關研究中經常用于提取土壤中ROX 以及其他砷形態，經測試具有較高的提取率[25]。水樣直接用0.22μm濾膜過濾后上機檢測。

1.5 砷化合物的檢測

利用高效液相色譜儀（HPLC-2030C 3D，島津，日本）對ROX進行檢測，ROX標準樣品購自Dr.Ehrenstor-fer（奧格斯堡，德國），純度>99%，檢測所用色譜柱為C18（5 μm，4.6 mm×250 mm），流動相為0.05 mol·L-1KH2PO4∶甲醇∶甲酸=9∶0.9∶0.1 的混合液，檢測波長為254 nm，柱溫30 ℃，流速1.0 mL·min-1，進樣量20μL。

樣品中As（Ⅲ）、As（Ⅴ）、DMA、MMA 的含量使用高效液相-氫化物發生-原子熒光色譜儀（HPLC-HGAFS，北京吉天儀器有限公司）進行檢測。標準溶液均購自中國國家標準物質中心。色譜柱為C18 柱（ODS3，250 mm×4.6 mm，5 μm），流動相為10 mmol·L-1NaH2PO4，pH 調至6.2，流速1.0 mL·min-1，載流7%HCl，還原劑20 g·L-1KBH4+5 g·L-1KOH，燈電流100 mA，負高壓285 V，載氣400 mL·min-1，屏蔽氣600 mL·min-1。

1.6 微生物多樣性檢測分析

模擬實驗結束后的土壤送往美吉生物醫藥科技有限公司（上海）進行微生物多樣性檢測，16S rRNA基因引物選擇515F（5'-GTGCCAGCMGCCGCGG-3'），907R（5'-CCGTCAATTCMTTTRAGTTT-3'），測序數據經拼接、質控去接頭獲得優化序列，然后進行OTU聚類，獲得OTU豐度表用于后續生信分析。

1.7 人類健康風險評估

無機砷是I 類致癌物質，利用健康風險評價模型對持續ROX 污染誘發砷的致癌風險進行分析，健康風險評價模型來自《污染場地風險評估技術導則》（HJ 25.3—2014），計算公式和具體參數選擇參考本團隊已發表成果[4]。

2 結果與討論

2.1 不同深度土壤溶液中ROX濃度變化

在157 d的ROX 持續污染模擬過程中，ROX 僅聚集在土壤表面0 cm（側壁②號取樣孔）和10 cm（側壁③號取樣孔）深度處（圖2），距離土壤表面20 cm 深度以下只有5 次有微量檢出，可知ROX 遷移速度較慢。土壤表面0 cm 的ROX 濃度在60 d 之前穩定在180~190 mg·L-1，60~130 d 的ROX 濃度穩 定在140~150 mg·L-1，130 d以后ROX濃度迅速上升。10 cm深度的ROX 濃度緩慢上升，最高濃度為130 d 的73.44 mg·L-1。盡管ROX 持續以200 mg·L-1的濃度輸入，但土壤溶液中均沒有出現超過200 mg·L-1的濃度累積，而且10 cm 深度ROX 濃度顯著低于0 cm，證明ROX 降解速率較高，顯著高于遷移速率，ROX 的降解與吸附均發生在土壤淺層。

圖2 土壤表面0 cm和10 cm深度處的ROX濃度變化Figure 2 Concentration variation of ROX at 0 cm and 10 cm depth

土壤中ROX降解較快，且ROX添加濃度越高，降解速率就越快[26]。在ROX 單次污染的土柱模擬過程中，土壤表面的ROX 在7 d 內即可降解完全[27]。在室溫、厭氧條件下，從畜禽糞便中用水萃取出的ROX 在48 h 內被轉化成不同的砷化合物[28]。本實驗中，在持續ROX 污染的前提下，土壤表面ROX 沒有發生持續增加的現象，也進一步證明ROX 降解較快。有研究顯示樹木園土對ROX 的飽和吸附量為1 250 mg·kg-1[29]，本實驗所用土壤同樣為樹木園土，有機質含量較高，對ROX 吸附量較大，157 d 的模擬實驗過程，ROX 不斷被土壤表面所吸附，隨后在微生物作用下持續發生降解，吸附與降解同時動態發生，在二者的綜合作用下，ROX僅遷移至10 cm深度。

2.2 不同深度土壤溶液中無機砷濃度變化

模擬過程中DMA、MMA僅有微量檢出，可忽略不計，ROX降解產物主要為As（Ⅴ）和As（Ⅲ），As（Ⅴ）濃度明顯高于As（Ⅲ）。生成的無機砷主要聚集在10~20 cm 深度（圖3），40 cm 及以下深度僅檢測到微量無機砷，說明無機砷均沒有遷移到40 cm以下。

圖3 持續添加ROX的模擬柱中不同深度土壤中As（Ⅴ）和As（Ⅲ）濃度隨時間變化Figure 3 As（Ⅴ）and As（Ⅲ）concentrations of soil at different depths in the simulated column with continuous ROX addition over time

土壤表層0 cm 處的As（Ⅴ）濃度先上升，于50 d達到濃度最大（784 μg·L-1），50 d 以后濃度又迅速下降，直到157 d 模擬結束都是緩慢下降狀態（圖3）。10 cm 和20 cm 深度的As（Ⅴ）濃度顯著高于其他深度，尤其在60 d以后，濃度處于上升狀態。30 cm深度處的As（Ⅴ）濃度由穩定狀態到顯著增加，然后再迅速降低至接近于0。60 d 為一臨界點，60 d 后0 cm 的As（Ⅴ）濃度顯著降低，10~20 cm 深度的As（Ⅴ）濃度顯著增加，證明此時0 cm 更多的As（Ⅴ）遷移至10~20 cm，與前面ROX 濃度變化相結合，60 d 后ROX 濃度有明顯降低，也說明更多的ROX 降解產生As（Ⅴ）并遷移聚集在10~20 cm。

土壤表層0 cm 處的As（Ⅲ）濃度在實驗開始到20 d過程中，由102.6μg·L-1一直處于迅速下降趨勢，30~60 d 濃度增加，60 d 后濃度又呈下降趨勢（圖3）。10~20 cm 深度的As（Ⅲ）濃度顯著高于其他深度，以60 d為轉折點，60 d之前，As（Ⅲ）濃度處于較高狀態；60 d之后，As（Ⅲ）濃度顯著降低，一直處于較低狀態。30 cm 深度處的As（Ⅲ）濃度在94 d 之前濃度很低，在94~143 d 期間As（Ⅲ）濃度顯著增加，143 d 后濃度顯著下降至接近于0。

在模擬實驗過程中，0~30 cm 的深度聚集了主要的無機砷，土壤對砷的吸附固定能力較強，對砷起到吸附固定作用的主要成分為土壤有機質，不同種類的有機質對砷的吸附性能不同，腐殖酸（HA）由于分子量較大，吸附固定砷的能力較強，黃腐酸（FA）和可溶性有機質（DOM）與砷存在競爭吸附，促進砷的遷移[30]。ROX 經過 轉化C—As 鍵可直接斷裂優先生成As（Ⅴ），氧化條件下，砷主要以As（Ⅴ）存在；還原條件下，生成的As（Ⅴ）會轉化為毒性更大的As（Ⅲ）[17]。As（Ⅲ）只有在強還原條件中占主導地位，而且在Eh>100 mV時會很快地轉化為As（Ⅴ）[31]，本實驗中土壤表層0 cm為氧化條件，因此表層土壤中無機砷以As（Ⅴ）為主；持續新鮮水流供給氧氣導致土柱深部也偏向于氧化條件，因此0~30 cm深度的無機砷也以As（Ⅴ）為主。

2.3 不同深度土壤中砷化合物濃度

實驗結束后對不同深度土壤中ROX 和無機砷進行檢測（圖4），結果顯示ROX 主要存在于土壤表層0 cm（91.04 mg·kg-1），表層以下僅存在微量ROX，土壤中ROX 含量顯著低于土壤溶液中，土壤溶液中ROX濃度更接近于外源輸入的濃度。與土壤溶液中檢測結果一致，土壤中無機砷以As（Ⅴ）為主，最高含量為20 cm 深度的126.06 mg·kg-1；As（Ⅲ）含量較少，最高為20 cm 深度的6.96 mg·kg-1。砷化合物均主要聚集在0~40 cm 深度，40 cm 以下僅存在微量的As（Ⅴ）和As（Ⅲ），不同深度土壤中砷化合物含量顯著高于土壤溶液。

圖4 模擬實驗結束后不同深度土壤中的砷化合物濃度Figure 4 Arsenic concentration in soil at different depths after simulation experiment

砷化合物進入土壤后，小部分溶解于土壤溶液中，稱為水溶性砷；部分吸附于土壤顆粒，稱為吸附性砷；大部分轉化為難溶性砷化合物，稱為難溶性砷，包括鋁型砷、鐵型砷、鈣型砷和閉蓄型砷。這也能夠進一步解釋本研究土壤中砷化合物濃度顯著高于土壤溶液中砷化合物濃度的結果。砷化合物在土壤中的遷移能力受土壤物化性質影響較大，在土壤中，由于砷化合物與天然有機質結合或者發生配體交換等作用，會降低砷的移動性和生物有效性[32-33]；同時，砷化合物也可與土壤中溶解性有機質（DOM）及氧化物形成復合體或膠體絡合物，或發生競爭吸附作用，從而促進砷的遷移[34-35]。鐵氧化物對ROX 與As（Ⅴ）有相似的吸附強度，表明ROX 的吸附是通過AsO43-官能團來進行的[28]。本實驗中，砷化合物遷移能力在土壤物化性質抑制和促進的綜合作用下，157 d 的最大遷移深度為40 cm。可見砷化合物在土壤中遷移速度十分緩慢，導致土壤一旦被砷污染，其長期危害難以消除。

2.4 不同深度土壤中微生物群落響應

2.4.1 不同深度土壤的微生物群落組成

模擬實驗結束后，對不同深度土壤中的微生物群落組成進行了檢測分析（圖5）。不同土壤樣品在門水平上擁有相同的優勢物種，但優勢物種的豐度各不同，土壤表面0 cm 門水平上組成與其他深度顯著不同，土壤表面的Firmicutes豐度占比較高，Actinobacte-ria 占比較低，而10~70 cm 深度土壤中不同門的微生物占比相似。根據以往的研究報道，這些優勢門的微生物均被發現與砷化合物有著密切關系。已有研究表明屬于Proteobacteria 門的細菌種群具有抗砷系統和降解ROX 的作用，例如Acidithiobacillus caldus[36]，Shewanella oneidensisMR-1[15]。Actinobacteria屬 為 抗砷菌[37]，Guzman-Fierro 等[38]發現在好氧條件下降解ROX的混合菌群最優勢的門為Firmicutes。

圖5 不同深度土壤中的微生物群落組成Figure 5 Microbial community composition in soils of different depths

屬水平上，不同深度土壤中的優勢物種主要為c__Subgroup_6（14.64%~22.72%）、g__unclassified_f__Planococcaceae（1.58%~21.63%）、g__norank_f__Gemi-nicoccaceae（3.97%~5.94%）（圖5），這些優勢屬的菌種均屬于已檢測到的優勢門Acidobacteria、Firmicutes或Proteobacteria。與門水平規律相似，土壤表面0 cm 的微生物屬水平上組成與其他深度顯著不同，與其他深度相比，土壤表面的c__Subgroup_6 豐度占比較低，g__unclassified_f__Planococcaceae占比較高，而10~70 cm深度土壤中不同屬的微生物占比相似（圖6）。

圖6 優勢屬c__Subgroup_6和g__unclassified_f__Planococcaceae豐度隨深度的變化Figure 6 Abundance variation of the dominant genera c__Subgroup_6 and g__unclassified_f__Planococcaceae with depth

2.4.2 土壤微生物群落組成與砷化合物的相關性研究

將不同深度土壤樣品微生物群落結構與環境因子[深度、ROX 含量、As（Ⅲ）含量、As（Ⅴ）含量]進行相關性分析（圖7），通過RDA（Redundancy Analysis）分析可知深度與ROX 含量、As（Ⅲ）含量顯著負相關，ROX 含量和As（Ⅴ）含量顯著負相關，As（Ⅲ）含量和As（Ⅴ）含量顯著正相關。土壤表面0 cm 樣品中微生物群落結構主要受到ROX 含量影響，10~20 cm 的微生物群落結構主要受到As（Ⅲ）含量和As（Ⅴ）含量的影響，40 cm 及以下深度的土壤微生物群落結構主要受到深度的影響。將前5 種優勢物種與環境因子進行關系分析，土壤表層0 cm 中豐度最多的unclassi-fied_f__Planococcaceae與ROX 含量顯著正相關，其他4 種 優 勢 物 種（c__Subgroup_6、norank_f__ norank_o__Gaiellales、norank_f__Geminicoccaceae、UTCFX1）均與ROX 含量呈負相關關系，其中不同深度的優勢物種c__Subgroup_6與深度、As（Ⅴ）含量呈正相關關系，c__Subgroup_6 在土壤表面豐度最低，證明其受到ROX抑制。

圖7 環境因子與樣本微生物群落結構之間的關系Figure 7 Relationship between environmental factors and microbial community structure in samples

通過置換多元方差分析（PERMANOVA），分析環境因子對樣品差異的解釋度，并進行顯著性分析（表1）。對樣品差異解釋度最高的環境因子為ROX 含量（P<0.05），其次為深度（P<0.05）。結合RDA 分析，進一步證明不同深度土壤中微生物群落主要受到ROX含量和深度影響，這也是導致土壤表面（0 cm）微生物群落結構與其他深度顯著不同的主要環境因素，其中以ROX含量較高為最主要因素。

表1 環境因子對樣品差異的解釋度Table 1 Explanation degree of sample differences by environmental factors

2.5 ROX持續污染誘發砷的健康風險評估

評估土柱表層土壤中無機砷濃度[As（Ⅲ）與As（Ⅴ）濃度之和]所引起的健康風險，主要的接觸途徑被確定為皮膚接觸，因為人們經常在沒有皮膚保護的情況下接觸到受砷污染的表層土壤，評估對象包括兒童和成人。經計算，兒童和成人的平均每日暴露劑量（DED）為1.08×10-7kg·kg-1·d-1，表層土壤無機砷的濃度為26.03 mg·kg-1，致癌風險值計算為4.22×10-6，大于可接受的致癌風險水平值1×10-6，因此，該模擬情景下，由于ROX 持續高濃度污染導致表層土壤無機砷濃度較高，誘發砷的致癌風險較大。實際養雞場糞便中無機砷濃度較低，例如：實際調查華北平原138個養雞場糞便中無機砷濃度較低，計算的無機砷致癌風險值均小于可接受的致癌風險水平值1×10-6，致癌風險可忽略。本次模擬實驗提供了一種極端污染情景下的無機砷健康風險評估，可與正常使用ROX 情景下的健康風險進行對比[4]。

3 結論

（1）洛克沙胂（ROX）持續污染的模擬過程中，其降解速率顯著高于遷移速率，ROX 的降解與吸附均發生在土壤淺層（0~10 cm）。ROX 降解產物主要為As（Ⅴ）和As（Ⅲ），以As（Ⅴ）為主，砷化合物主要聚集在0~40 cm，土壤中的含量顯著高于土壤溶液，砷化合物的遷移速度十分緩慢，導致土壤一旦被砷污染，其長期危害難以消除。

（2）通過微生物群落響應分析，可知土壤表面的ROX 含量較高，導致表層土壤中微生物群落結構與其他深度顯著不同，ROX 含量和深度是土壤中微生物群落多樣性的主要環境影響因素。

（3）通過健康風險評估得知，表層土壤中ROX 持續污染會誘發較大的砷致癌風險。建議全面執行我國禁止使用ROX 的規定，在仍然允許使用ROX 的國家和地區，要加強對禽畜廢棄物的規范處理，避免長期在未防滲的地面上露天堆積。