蚯蚓/改性生物炭對As污染紅壤的穩(wěn)定化效應(yīng)

蘇倩倩，李蓮芳*，朱昌雄 ，葉婧 ，劉雪，黃曉雅

（1.中國農(nóng)業(yè)科學(xué)院農(nóng)業(yè)環(huán)境與可持續(xù)發(fā)展研究所，北京 100081；2.農(nóng)業(yè)農(nóng)村部農(nóng)業(yè)環(huán)境重點實驗室，北京 100081）

近年來，工礦業(yè)活動的三廢排放、污水灌溉、污泥農(nóng)用及含重金屬畜禽糞便生產(chǎn)的有機(jī)肥過量施用等，造成土壤中重金屬不斷累積甚至超標(biāo)現(xiàn)象。其中，As 作為一種具有致癌作用且毒性極強(qiáng)的類金屬，污染問題尤為突出[1]。據(jù)世界衛(wèi)生組織（WHO）估計，全球至少有5 000 萬人口正面臨著地方性As 中毒的威脅，以亞洲國家更甚，我國是受As中毒危害最為嚴(yán)重的國家之一。據(jù)報道，我國諸多地區(qū)土壤存在不同程度的As 污染，且發(fā)生過多起群體性As 污染事件，如湖南石門[2]、湖南株洲、湖南郴州、云南文山、廣西河池、貴州獨山等[3-5]。土壤中的As 可以通過植物根系吸收富集在作物體內(nèi)，并最終隨著食物鏈進(jìn)入人體，這不僅對民眾的健康安全構(gòu)成威脅[6-8]，同時也制約著耕地的可持續(xù)利用。在當(dāng)前龐大的人口基數(shù)下，實施As 污染土壤的修復(fù)，是一項保增長及促民生的緊迫任務(wù)。

近年來，原位鈍化修復(fù)作為As 污染土壤修復(fù)的重要手段之一，由于其見效快、成本低及可操作性強(qiáng)等優(yōu)點而被廣泛關(guān)注。生物炭是一種環(huán)境功能型鈍化材料，對土壤重金屬污染鈍化修復(fù)具有良好的應(yīng)用前景[9]。已有大量研究表明，生物炭的施用可顯著降低土壤重金屬活性[10-11]，降低作物對重金屬的吸收[12-13]，但對于As 污染土壤而言，生物炭的施用大多導(dǎo)致土壤中As的活化[14-15]，研究者們通過對生物炭表面改性則可大幅提高其對As 的吸附及固定能力[16]。據(jù)報道，鐵錳改性生物炭較原始生物炭對As 的平衡吸附量增大了35 倍[17]，針鐵礦改性生物炭與其未改性的生物炭相比，其吸附量提高了62.10 倍[18]。另據(jù)本課題組前期的研究結(jié)果，經(jīng)鈰錳氧化物改性后的生物炭對土壤中的As具有良好的固定效果，在1%～10%添加量情況下，紅壤、黃壤、紫色土3種不同類型土壤As的固定效率分別為70.59%～94.72%、43.00%～75.36%、80.45%～99.61%，紅壤中最高固定效率在94%以上，并促進(jìn)了土壤中活性態(tài)As向穩(wěn)定態(tài)As的轉(zhuǎn)化[19]。然而，改性生物炭在土壤中發(fā)揮固定作用效果的穩(wěn)定性及長效性可受土壤環(huán)境條件的影響，不僅與水分、溫度、pH 值等物理化學(xué)因素相關(guān)，還受到土壤生物因素的必然干擾。直至當(dāng)前，有關(guān)改性生物炭施用后固定效應(yīng)是否穩(wěn)定，尤其在土壤動物是否會影響改性生物炭的長效穩(wěn)定性方面，相關(guān)研究尚不多見。

蚯蚓作為土壤中生物量最大的典型無脊椎動物，其對土壤重金屬污染的強(qiáng)耐受力已被諸多研究證實[20-21]。一方面蚯蚓可以通過吞食及皮膚接觸等作用吸收富集土壤中的重金屬及類金屬[22]，對土壤中重金屬及類金屬活性產(chǎn)生一定影響；另一方面在蚯蚓分泌物、消化系統(tǒng)酶系和蚯蚓體內(nèi)微生物等作用下，土壤性質(zhì)及土壤重金屬活性會發(fā)生改變[23]。至今為止，有關(guān)蚯蚓與生物炭聯(lián)合作用于土壤重金屬污染修復(fù)，以及蚯蚓如何影響生物炭固定重金屬的效應(yīng)方面研究尚少，尤其是蚯蚓對改性生物炭固定As 效應(yīng)的影響，以及兩者聯(lián)合作用對土壤As 穩(wěn)定化研究方面更不多見。基于此，本研究在已明確前期鈰錳改性生物炭（cerium-manganese modified biochar，MBC）對土壤As 固定效應(yīng)的基礎(chǔ)上，擬探討赤子愛勝蚓（Eisenia foetida）對MBC 固定土壤As 穩(wěn)定性的影響及兩者聯(lián)合作用效應(yīng)，明確蚯蚓與MBC 聯(lián)合作用對土壤As 的穩(wěn)定化效果，為利用MBC 進(jìn)行As 污染土壤的修復(fù)提供科學(xué)依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 供試土壤

供試紅壤采集于湖南石門雄黃礦周邊500 m 范圍內(nèi)的As 污染菜地，土壤經(jīng)自然風(fēng)干后研磨、過2 mm 尼龍篩。經(jīng)分析測定，土壤的總As 含量為141.80 mg·kg-1，土壤水溶態(tài) As 含量為 0.41 mg·kg-1。清潔土采自距雄黃礦100 km 之外的菜地土。土壤基本性質(zhì)見表1。

表1 土壤基本性質(zhì)Table 1 Basic characteristics of the soils

1.2 鈰錳改性生物炭的制備

小麥秸稈生物炭（Biochar，BC）采用小麥秸稈制備而成，其具體過程如下：將小麥秸稈粉碎過100 目篩后置于馬弗爐內(nèi)，600 ℃無氧熱解2 h 后，冷卻至室溫，研磨后過100目篩備用。BC的基本性質(zhì)見表2。

MBC的制備采用課題組前期的制備方法[20]，其具體過程如下：稱取10 g 制備的BC 于燒杯中，用1 mol·L-1的鹽酸浸泡處理12 h 后，去離子水清洗至中性。將該處理后的BC 放入70～80 ℃烘箱中烘干，研磨過篩后依次加入0.2 mol·L-1高錳酸鉀溶液50 mL 和0.5 mol·L-1氯化鈰溶液50 mL，混合均勻超聲分散2 h 后，放入水浴鍋95 ℃恒溫水浴蒸干，然后于600 ℃的馬弗爐內(nèi)無氧熱解2 h，冷卻至室溫即得產(chǎn)物MBC。MBC基本理化性質(zhì)見表2。

表2 BC及MBC的基本性質(zhì)Table 2 Basic characteristics of the BC and MBC

1.3 試驗設(shè)計

蚯蚓培養(yǎng)：試驗用蚯蚓為赤子愛勝蚓（Eisenia foetida），購于北京大地聚龍生物科技有限公司。試驗前先將蚯蚓置于試驗環(huán)境中預(yù)培養(yǎng)2 周。選取大小基本一致的成年蚯蚓，洗凈后置于燒杯中，燒杯底部放置被去離子水濕潤的濾紙，在（25±2）℃下清腸48 h，期間需更換濾紙。

試驗處理：準(zhǔn)確稱取1.2 kg As污染土壤置于每個花盆（上部內(nèi)徑×底部內(nèi)徑×高為23 cm×11 cm×18 cm）中，含蚯蚓的處理每盆添加蚯蚓35 條（生物量為8.23±0.54 g），試驗設(shè)置6 個As 污染處理：（1）污染土壤（CK）；（2）污染土壤+蚯蚓（AE）；（3）污染土壤+0.3%BC（AB）；（4）污染土壤+蚯蚓+0.3%BC（AEB）；（5）污染土壤+0.3%MBC（AMB）；（6）污染土壤+蚯蚓+0.3%MBC（AEMB）。同時設(shè)置清潔土（不含As）+蚯蚓的處理（SE），以比較蚯蚓在兩者中生存狀況差異。每個處理3 次重復(fù)，試驗周期60 d。向土壤中放入蚯蚓前，調(diào)節(jié)土壤水分含量為最大田間持水量的70%（70%MWHC），在（25±2）℃孵育48 h 后加入清腸的蚯蚓；恒重法每隔1 d添加去離子水以保持含水量，培養(yǎng)溫度（25±2）℃。分別在培養(yǎng)的1、15、30 d和60 d取土分析土壤中的水溶態(tài)As（WSAs）含量，同時測定土壤pH值、總As、結(jié)合形態(tài)As等指標(biāo)。

1.4 分析方法

1.4.1 土壤及生物炭理化性質(zhì)的測定

土壤及生物炭理化性質(zhì)分析參考《土壤農(nóng)化分析》中的方法[24]。pH值采用1∶5土水比-電位法測定，全N 采用凱氏定氮法，全P 采用鉬銻抗比色法，全K采用火焰原子吸收法。MBC 中錳和鈰含量采用Optima8300電感耦合等離子體光譜儀（PerkinElmer公司，USA）分析測定，檢出限為0.01 mg·L-1。

1.4.2 土壤、生物炭及蚯蚓體內(nèi)As含量的測定

土樣總As 的測定采用HNO3-HCl 消解（USEPA3051a），氫化物發(fā)生-原子熒光儀分析（型號AFS-933，北京吉天儀器公司）。儀器檢出限為0.02 μg·L-1，標(biāo)準(zhǔn)曲線相關(guān)系數(shù)為0.999 8，分析標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)GBW07391（GSS-35）參比進(jìn)行分析質(zhì)量控制，方法回收率為94.18%～100.80%，符合質(zhì)量控制要求。生物炭和蚯蚓As 含量采用植物樣HNO3-HClO4消解法（EPA3010a），測定過程中加入玉米成分分析標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)GBW10012（GSB-3）進(jìn)行質(zhì)量控制，方法回收率為94.95%～99.63%，滿足質(zhì)量控制要求。

土壤As 結(jié)合形態(tài)采用Wenzel 等[25]的連續(xù)提取法分析：取1.000 g 土樣，加入0.05 mol·L-1（NH4）2SO4溶液振蕩4 h，離心過濾所得上清液進(jìn)行As 含量測定即為非專性吸附態(tài) As（F1）；用 0.05 mol·L-1的（NH4）H2PO4溶液振蕩16 h，離心過濾所得上清液進(jìn)行As 含量測定即為專性吸附態(tài)As（F2）；再加入0.2 mol·L-1草酸銨緩沖液（pH=3.25）黑暗振蕩 4 h 提取，離心過濾，洗滌，用 0.2 mol·L-1草酸銨緩沖液（pH=3.25）黑暗振蕩10 min 離心過濾，合并上清液進(jìn)行As含量分析即為無定形和弱結(jié)晶水合鐵鋁氧化物結(jié)合態(tài) As（F3）；在所剩殘渣中加入 0.2 mol·L-1草酸銨和0.1 mol·L-1抗壞血酸溶液（pH=3.25），并于96 ℃下水浴加熱30 min，離心過濾后的殘渣土壤繼續(xù)用0.2 mol·L-1草酸銨緩沖液（pH=3.25）洗滌，黑暗振蕩10 min，將溶液合并進(jìn)行As含量分析即為結(jié)晶水合鐵鋁氧化物結(jié)合態(tài)As（F4）；將剩余的土壤60 ℃烘干，研磨過篩，稱取 0.500 g 土壤，加入 3 mL HNO3、9 mL HCl，消煮至樣品呈灰白色，定容至50 mL，過濾，得到殘渣態(tài)As（F5）。各結(jié)合態(tài)As 測定方法與上述As 測定方法一致。

1.5 數(shù)據(jù)處理與統(tǒng)計分析

數(shù)據(jù)處理及統(tǒng)計分析采用SPSS 22 軟件及Origin 9.5完成。

材料對土壤As的固定效率η（%）計算：

η=（C0-Ca）/C0×100%

式中：C0和Ca分別為空白土樣和添加材料土樣的有效As含量，mg·kg-1。

用遷移系數(shù)M表示活性態(tài)As在土壤中的遷移性能，計算公式[26]為：

式中：F1、F2、F3、F4、F5 分別為非專性吸附態(tài) As 含量、專性吸附態(tài)As含量、無定型和弱結(jié)晶水合鐵鋁氧化物結(jié)合態(tài)As 含量、結(jié)晶水合鐵鋁氧化物結(jié)合態(tài)As含量、殘渣態(tài)As含量，mg·kg-1。

2 結(jié)果與分析

2.1 蚯蚓及生物炭作用下土壤WSAs的變化

土壤中WSAs是易被植物體吸收的主要As形態(tài)，是表征As有效性的重要指標(biāo)之一。生物炭改性后與蚯蚓聯(lián)合作用對土壤As 的活性構(gòu)成了重要影響，具體見圖1。從圖1可以看出，隨著培養(yǎng)時間的延長，各處理土壤中WSAs 總體呈現(xiàn)降低趨勢，但不同處理比較，不同時期WSAs 含量存在顯著差異。AE 處理土壤中WSAs 含量前期較CK 略有增加，而后呈現(xiàn)不斷降低趨勢，但前期與CK 差異不顯著，試驗結(jié)束時，其WSAs 含量已顯著低于CK 處理（P＜0.05）；與此相反，AB處理在前期較CK略有下降但是不顯著，后期不斷升高，培養(yǎng)至30 d 和60 d 時，土壤中WSAs 含量均顯著高于CK、AE、AEB、AMB及AEMB處理（P＜0.05）；而AEB 處理下，WSAs 含量較CK 亦呈現(xiàn)先略微升高后顯著降低趨勢，至60 d 時已顯著低于CK 處理（P＜0.05）。當(dāng)培養(yǎng)試驗進(jìn)行至60 d 時，AE 處理下土壤WSAs含量比CK（0.058 mg·kg-1）降低了57.88%，AMB處理下土壤WSAs含量為0.032 mg·kg-1，比CK降低了44.83%，而AEMB處理土壤中WSAs含量為0.013 mg·kg-1，比 CK 降 低 77.59%，其 WSAs 含 量 顯 著 低 于AMB、AE 及 AEB 處理（P＜0.05）。土壤中 WSAs 含量由高至低的處理排序為 AB＞CK＞AEB＞AMB＞AE＞AEMB。

因而，從總體效果看，蚯蚓與MBC聯(lián)合作用于As污染紅壤時，兩者對土壤As表現(xiàn)出協(xié)同固定的作用。

2.2 蚯蚓及生物炭作用下土壤pH值的變化

在蚯蚓及生物炭單一處理及聯(lián)合作用下，土壤pH 值隨著時間的延長總體呈現(xiàn)不斷降低的趨勢（表3）。由表 3 可知，1 d 時，AE、AB 及 AEB 處理下土壤pH 值高于 CK，而 AMB、AEMB 處理下 pH 值均比 CK顯著降低（P＜0.05），隨著時間的延長，各處理土壤pH值均出現(xiàn)明顯下降。當(dāng)培養(yǎng)至30 d時，AE、AB、AEB、AMB、AEMB 處理與 CK 相比，pH 值分別降低了 0.18、0.01、0.19、0.29、0.28 個單位。當(dāng)培養(yǎng)至 60 d 時，AE、AB、AEB、AMB、AEMB處理相比于CK的pH值分別降低了 0.59、0.16、0.13、0.29、0.84 個單位，其中，以AEMB 處理下 pH 值降幅最大，其次為 AE 和 AMB 處理，AB和AEB處理的降幅較小。

2.3 蚯蚓及生物炭作用下土壤中As賦存形態(tài)的變化

蚯蚓及生物炭單一和聯(lián)合作用均會對土壤中As的賦存形態(tài)產(chǎn)生影響（表4）。由表4 可知，土壤中As形態(tài)主要以專性吸附態(tài)（F2）、無定型結(jié)晶水合鐵鋁氧化物結(jié)合態(tài)（F3）、結(jié)晶水合鐵鋁氧化物結(jié)合態(tài)（F4）和殘渣態(tài)（F5）存在，前三者占比達(dá)80%以上，而非專性吸附態(tài)As（F1）含量占比較低。

表3 不同處理和培養(yǎng)時間土壤的pH值Table 3 Soil pH values in different treatments and incubation time

表4 培養(yǎng)60 d時土壤各結(jié)合形態(tài)As含量及遷移系數(shù)MTable 4 Chemical speciation of As and mobility coefficient in soils when cultivated 60 days

從F1 含量的變化可以看出，各處理由高至低的順序為AB＞CK＞AEB＞AMB＞AE＞AEMB。對于AEMB處理而言，隨著F1 和F2 含量及占比明顯降低（降幅分別為22.73%和7.89%），其他形態(tài)F3、F4、F5的含量及占比均有不同程度增加（增幅依次為25.52%、9.12%和12.92%）。將AEMB 與AE 處理比較，其F3含量顯著增加，同時F5 的含量也有增加；在AB 處理下，土壤中活性態(tài)As（F1、F2、F3）含量相比CK 顯著提升，增幅依次為9.09%、4.74%、19.45%，而F5 的含量降低了23.99%，F(xiàn)4 的含量也小幅降低（2.54%），表明生物炭施用后導(dǎo)致土壤As 的活化主要是由F5 溶解轉(zhuǎn)化成活性較強(qiáng)的As 形態(tài)。在AEB 處理下，土壤中F1 的含量降低4.55%，F(xiàn)5 含量相對于AE 處理顯著下降（P＜0.05），而F3 含量較CK 大幅增加（25.23%），同時出現(xiàn)F4的小幅增加（5.00%），這表明蚯蚓促進(jìn)了土壤中F5 向F3 和F4 的轉(zhuǎn)化。在AMB 處理下，土壤活性 態(tài) As 顯 著 降 低 ，F(xiàn)1 和 F2 分 別 降 低 13.64% 和1.50%，而F3 卻大幅增加（比CK 增加27.00%），同時F5含量下降，這表明MBC導(dǎo)致土壤其他形態(tài)As向F3轉(zhuǎn)化。而在AEMB 處理下，土壤中的As 除出現(xiàn)類似AE 處理及AMB 處理的現(xiàn)象外，還導(dǎo)致F5 的增加，這可能與MBC 及蚯蚓聯(lián)合作用機(jī)制有關(guān)。由上可知，土壤中F1、F2 降低及F3、F4、F5 升高意味著土壤活性態(tài)As 向穩(wěn)定態(tài)As 的轉(zhuǎn)化，同時表明相應(yīng)處理對土壤As的鈍化作用明顯。

通過對遷移系數(shù)M的計算可知，CK、AE、AB、AEB、AMB 和 AEMB 的 遷 移 系 數(shù) 分 別 為 36.90%、33.90%、37.10%、35.13%、34.44%和31.67%。除AB處理外，各處理的遷移系數(shù)均較CK 降低。其中，以AEMB降幅最大，其次為AE、AMB和AEB處理。由此可知，蚯蚓與MBC 在單一及聯(lián)合處理下，均會導(dǎo)致土壤As 遷移系數(shù)顯著降低（P＜0.05），而未改性生物炭AB 處理正好相反，其導(dǎo)致土壤As 的遷移系數(shù)顯著升高（P＜0.05）。

比較而言，AB 處理導(dǎo)致土壤As 的活化效應(yīng)明顯，AEB 處理則可緩解生物炭活化土壤As的效果，其與AE、AMB 處理相比雖然表現(xiàn)出一定的固定作用，但綜合來看，仍以AEMB處理的鈍化效果最優(yōu)。

2.4 蚯蚓生長及富集As的狀況

從本試驗中蚯蚓的生長狀況看，當(dāng)土壤培養(yǎng)至60 d 時，BC 及MBC 處理下蚯蚓的存活率均有一定程度的下降，說明外源生物炭對蚯蚓生存產(chǎn)生了一定的干擾，尤其以AEB 處理下存活率降幅更明顯（表5），存活率排列順序為SE＞AE＞AEMB＞AEB。清潔土與污染土中蚯蚓的生存狀況間并無顯著差異，即無論從蚯蚓的存在條數(shù)、總質(zhì)量降低率還是從存活率來看，各試驗處理間均無顯著差異，這表明蚯蚓與生物炭聯(lián)合處理均不會顯著影響蚯蚓的生存。說明本研究中赤子愛勝蚓（Eisenia foetida）具有良好的耐As 能力，對As 污染表現(xiàn)不敏感。另從蚯蚓對土壤As 的富集效果看（表5），不同處理下蚯蚓體內(nèi)As含量呈現(xiàn)一定差異，各處理中蚯蚓對As 有顯著的富集作用（P＜0.05），AEB及AEMB蚯蚓體內(nèi)As含量較AE處理下均顯著增加（P＜0.05），增幅分別為53.45%和31.99%，說明在As污染土壤中，由于生物炭的引入會導(dǎo)致蚯蚓對土壤As的富集能力增強(qiáng)。

表5 60 d時不同處理中蚯蚓生長狀態(tài)及體內(nèi)As含量Table 5 Growth status and arsenic content of earthworms in different treatments when cultivated 60 days

2.5 土壤WSAs與pH值的相關(guān)分析

統(tǒng)計分析的結(jié)果表明，土壤中WSAs 含量與土壤pH 值呈現(xiàn)極顯著的正相關(guān)關(guān)系（P＜0.01）（圖2），即材料的加入，導(dǎo)致土壤pH值的變化規(guī)律與土壤中WSAs含量的變化趨勢具有良好的一致性，土壤pH 值升高的同時，土壤WSAs 含量也不斷升高，土壤As 的活化更明顯。

3 討論

3.1 生物炭及其改性對土壤As移動性的影響

土壤As 的遷移性和可利用性與氧化還原電位、土壤pH值、鐵/錳/鋁氧化物的礦物組成等土壤條件密切相關(guān)[27-28]。根據(jù)Vithanage 等[29]的研究，生物炭通過改變土壤pH值、陽離子交換量、氧化還原電位和土壤中溶解有機(jī)碳等因素，從而影響As 的遷移率和可利用性。其中，土壤pH 值可顯著影響土壤中重金屬的生物利用度[30]，通常土壤中As 的移動性隨土壤pH 值的降低而減弱。在本研究中，隨著培養(yǎng)時間的延長，各處理中土壤pH 值均表現(xiàn)出降低的趨勢，這與土壤有效WSAs 含量降低的趨勢基本一致。向土壤中添加BC（pH 9.26）后，土壤pH值增加，較高的pH值有利于土壤中As 的活化，這與以往諸多研究得出生物炭施用導(dǎo)致土壤As 活化的規(guī)律一致[27]；加入MBC（pH 6.06）后，土壤pH 值卻顯著降低，更利于土壤As 的鈍化，MBC 對土壤As 的鈍化主要與其特性密切相關(guān)。前期研究發(fā)現(xiàn)，MBC 對As 的最大吸附量達(dá)108.88 g·kg-1，其吸附與氧化鈰、氧化錳的負(fù)載有關(guān)[20]，這主要得益于改性生物炭材料多方面性質(zhì)的改善。經(jīng)改性后 MBC 比表面積從 5.525 m2·g-1增大到 6.881 m2·g-1，平均孔寬從最初的36.00 nm 減小到最終的10.68 nm，孔隙容積從 0.005 cm3·g-1增大到 0.024 cm3·g-1，這些表面特性的變化均有利于其對As 的吸附。與此同時，豐富的羥基在As吸附過程中起關(guān)鍵作用。FT-IR和XPS 等分析結(jié)果表明，As 在MBC 上的吸附可能與靜電作用、表面吸附、氧化還原反應(yīng)和表面絡(luò)合等多種機(jī)制有關(guān)[31]。此外，土壤中As 可以通過與MBC 中鈰、錳氧化物形成配位體或共沉淀作用，同時發(fā)生土壤活性As向穩(wěn)定態(tài)As的轉(zhuǎn)化，增強(qiáng)對土壤As的固定能力[19]。

3.2 蚯蚓及其與生物炭對土壤As的鈍化機(jī)制

蚯蚓對土壤中的As 會產(chǎn)生多方面的影響。首先，蚯蚓在土壤中的生存活動會導(dǎo)致土壤pH值下降，這主要因為蚯蚓從土壤中攝取有機(jī)質(zhì)并將其分解轉(zhuǎn)化為氨基酸等簡單的化合物，以蚓糞的形式排出，這些有機(jī)物分解和硝化過程有助于土壤酸化[32]。在蚓體及微生物的作用下，土壤中的有機(jī)質(zhì)被分解成腐植酸[33]，使土壤呈酸性。其中，腐植酸的主要功能基團(tuán)如羧基、苯酚及醇中的羥基和胺基都可以參與重金屬的配合反應(yīng)，同時，蚯蚓產(chǎn)生的體液尿液等黏液[34]大多是低分子量水溶性碳水化合物、氨基酸、糖苷和糖蛋白的混合物[35]，這些小分子有機(jī)物既可使土壤呈酸性[36]，也會與土壤中重金屬離子結(jié)合以降低其毒性和有效性。Cheng 等[37]的研究表明，蚯蚓的活動降低了酸性紅壤pH 值。在本試驗中，蚯蚓總體上降低了土壤pH值，這與前人的諸多研究結(jié)果一致[38-39]，土壤pH值降低必然導(dǎo)致土壤As 的鈍化。其次，蚯蚓皮膚可通過表皮黏液腺的黏液分泌和腎孔的分泌物來實現(xiàn)對（類）金屬的吸收，還可通過土壤吞噬作用累積重金屬[40]。

本研究發(fā)現(xiàn)，與清潔土相比較，蚯蚓在As污染土壤中對As 的富集作用顯著（P＜0.05）。當(dāng)試驗進(jìn)行至60 d時，AEB處理蚯蚓體內(nèi)的As含量顯著高于AEMB處理，這與相應(yīng)處理下土壤As 結(jié)合形態(tài)的規(guī)律趨于一致。即在AEB 處理下，F(xiàn)1、F2的含量及遷移系數(shù)均顯著高于AEMB處理，在這兩個處理中蚯蚓生長狀況相似的前提下，BC 的施用顯著提升了土壤活性態(tài)As含量及遷移系數(shù)，導(dǎo)致蚯蚓由體表皮膚和腸道吸收土壤As 作用比AE 處理大幅增強(qiáng)，而在MBC 作用下，其對土壤As 的固定作用增強(qiáng)，土壤活性態(tài)As 含量顯著降低，蚯蚓通過皮膚和腸道作用吸收有效As 的量也會下降，從而導(dǎo)致AEMB 處理下蚯蚓吸收As 的含量顯著低于AEB 處理（P＜0.05）。至于AEMB 處理下蚯蚓體內(nèi)As 含量顯著高于AE 處理，這種差異可能與AEMB 處理下蚯蚓對土壤As形態(tài)中F3吸收后的轉(zhuǎn)化富集有關(guān)。關(guān)于蚯蚓對重金屬富集機(jī)制，有研究表明蚯蚓體內(nèi)黃色組織中的黃色細(xì)胞具有蓄積重金屬的作用[41]，其體內(nèi)的金屬螯合蛋白和金屬硫蛋白（MTs）等，可以與重金屬形成巰基絡(luò)合物等毒性較低的物質(zhì)被隔離在特定組織中，導(dǎo)致重金屬在蚯蚓體內(nèi)富集并緩慢排出[42]，這種解毒機(jī)制可以有效減少重金屬對蚯蚓機(jī)體的損害。

另根據(jù)土壤不同結(jié)合形態(tài)As 的結(jié)果可看出，盡管蚯蚓及MBC 對土壤As 均有一定的鈍化效果，但蚯蚓、MBC 及其兩者聯(lián)合作用固定土壤As 的機(jī)制存在明顯差異。由表4 可知，AE 處理導(dǎo)致土壤As 形態(tài)中F1、F2、F5 含量降低的同時，F(xiàn)3 和 F4 含量顯著增加，表明蚯蚓可導(dǎo)致土壤活性As向F3及F4的轉(zhuǎn)化；MBC施用后可導(dǎo)致 F1、F2、F4、F5 含量下降，F(xiàn)3 含量大幅增加，說明AMB 處理可導(dǎo)致大量F3 的生成；在AB 處理下，土壤As 的活化作用明顯，當(dāng)有蚯蚓存在時的AEB 處理卻導(dǎo)致土壤中活化的As 被重新固定，主要導(dǎo)致F3 及F4 的重新形成，相比AB 處理下分別增加了 5.78% 和 7.54%，F(xiàn)1 降低了 13.64%，F(xiàn)2 降低了3.68%，與AE 的固定效果類似；與AE 處理不同的是，AMB 處理主要導(dǎo)致F3 的大幅增加（27.00%）。值得關(guān)注的是，不同結(jié)合形態(tài)As的變化規(guī)律與WSAs的變化規(guī)律基本吻合。

由上可知，MBC 與蚯蚓鈍化土壤As 的機(jī)制存在差異，蚯蚓的存在導(dǎo)致F5 溶解，F(xiàn)1 及F2 固定并轉(zhuǎn)化為F3和F4；而MBC的固定機(jī)制主要為其他形態(tài)的As轉(zhuǎn)化為 F3。AEMB 處理則導(dǎo)致 F1 及 F2 的固定，同時帶來 F3、F4 及 F5 的生成，F(xiàn)5 含量顯著提升體現(xiàn)了兩者共同作用與As 結(jié)合生成了新產(chǎn)物，此效果表現(xiàn)為協(xié)同鈍化作用，體現(xiàn)了在蚯蚓和MBC 單一作用機(jī)制的基礎(chǔ)上，增加了活性As 向F5 轉(zhuǎn)化的機(jī)制，即體現(xiàn)了兩者疊加的協(xié)同鈍化效果，并同時出現(xiàn)了新的結(jié)合產(chǎn)物，這可能與蚯蚓分泌物（如腐植酸）與MBC 聯(lián)合作用后增強(qiáng)了其對土壤As 的固定能力有關(guān)[43]。此結(jié)果與WSAs的結(jié)果具有較好的一致性，因此，在AEMB處理下，盡管土壤有效As含量較低，但蚯蚓對土壤As的富集能力依然較強(qiáng)。這與以往研究發(fā)現(xiàn)的隨著土壤孔隙水中重金屬濃度的降低，土壤中蚯蚓富集重金屬能力不斷增強(qiáng)的結(jié)果有相似之處[44]。當(dāng)然，有關(guān)機(jī)理的深度揭示，尚有待今后的進(jìn)一步探討。

4 結(jié)論

（1）赤子愛勝蚓與MBC 聯(lián)合作用顯著降低了污染紅壤中有效態(tài)As 含量（P＜0.05），培養(yǎng)至60 d 時，相比對照土壤，土壤水提取態(tài)As含量降低了77.59%，其對土壤As 的固定效果優(yōu)于蚯蚓及MBC 的單一處理，兩者協(xié)同鈍化作用明顯。

（2）隨著MBC 與赤子愛勝蚓聯(lián)合作用時間的延長，土壤中pH 值總體呈現(xiàn)下降的趨勢。當(dāng)試驗進(jìn)行至 60 d 時，AEMB 處理下的 As 污染紅壤中土壤 pH 值相比于對照降低了0.84 個單位，顯著低于蚯蚓、MBC及BC 的單一處理及AEB 處理，土壤pH 值降低有利于土壤As的穩(wěn)定化。

（3）蚯蚓與MBC 聯(lián)合作用可導(dǎo)致土壤As 由非專性吸附態(tài)、專性吸附態(tài)向無定型/弱結(jié)晶水合鐵鋁氧化物結(jié)合態(tài)、結(jié)晶水合鐵鋁氧化物結(jié)合態(tài)和殘渣態(tài)轉(zhuǎn)化，As 的移動性大幅降低；在MBC 施用后的As 污染土壤中，蚯蚓生長狀況良好，將兩者聯(lián)合應(yīng)用于As污染土壤修復(fù)的固定效果最佳，具有良好的應(yīng)用前景。