薄膜扩散梯度技术测量砷的影响因素及其应用

孙 琴,徐 律,丁士明,陈 静,章丽萍



薄膜扩散梯度技术测量砷的影响因素及其应用

孙 琴1*,徐 律1,丁士明2,陈 静1,章丽萍1

(1.河海大学环境学院,浅水湖泊综合治理与资源开发教育部重点实验室,江苏 南京 210098；2.中国科学院南京地理与湖泊研究所,湖泊与环境国家重点实验室,江苏 南京 210008)

研究了水体中常见无机阴离子和腐植酸对以氧化锆为固定膜的新型薄膜扩散梯度技术(Zr-oxide DGT)测量砷(As)的影响及其在自然地表水体中的应用.结果表明,短期(16h)暴露,SO42-无影响,而HCO3-、Cl-、SiO32-和腐植酸有一定的影响,其忍耐的最高浓度值分别为360mg/L、45g/L、100mg/L和36mg/L.1~4d暴露期间,37~148mg/L的HCO3-、1.44~2.88g/L的SO42-、12~24g/L 的Cl-、8~24mg/L的SiO32-和3~9mg/L的腐植酸均无影响,而高浓度的HCO3-(370mg/L)、SO42-(8.64g/L)、Cl-(72g/L)和腐植酸(27mg/L) 3~4d以及SiO32-(72mg/L) 2~4d的存在明显降低该技术对As的吸收富集,并对As(III)的作用更大.将Zr-oxide DGT技术应用于南京市地表水体,并与传统的主动监测方法进行比较,发现利用Zr-oxide DGT技术测得的溶解态As浓度与传统的主动采样技术测定浓度一致.

薄膜扩散梯度技术(DGT)；氧化锆(Zr-oxide)；砷(As)；无机阴离子；腐植酸；水体

砷(As)及其化合物是一类剧毒物质,被国际癌症研究机构列为一级致癌物,被我国列为水环境中优先控制污染物[1].在自然水体中,As主要以无机态的砷酸盐(As(V))和亚砷酸盐(As(III))形态存在,其形态易受环境和生物的影响而发生变化[2].因此维持水体样品的原有性质是准确获取水体As形态信息的前提.现有研究多数采用传统的主动采样技术,该方法具有一定的破坏性,易造成As的形态发生变化而影响分析结果.近年来,非破坏性的被动采样技术受到关注,薄膜扩散

梯度技术(DGT)是其中有代表性的技术之一[3]. DGT是近20年来发展迅速,深受国内外学者重视的一种新型形态分析方法,已广泛用于测量土壤、沉积物、水体等多种环境介质中金属/非金属和营养元素的有效溶解态浓度.

自1994年以来,DGT固定膜的研发一直是DGT技术发展的热点方向之一.Zhang等[4]、Luo等[5]、Bennett等[6]和Sun等[7]分别建立了以悬浮型氧化铁、沉淀型氧化铁、Metsorb和氧化锆(Zr-oxide)为DGT的固定相测试环境中的无机As.与早期DGT技术相比,新型的Zr-oxide DGT具有显著的性能优势,抗环境干扰能力强,可进行目标检测物的长时间取样[7-8].前人研究发现,多种环境因子可明显降低氧化铁-和Metsorb-DGT对As的吸附容量[5,9-10],限制其在环境中的取样时间和测试结果的准确性.Sun等[7]研究表明, Zr-oxide DGT 技术对As的测定不受pH(2.0~ 9.1)、离子强度(0.01~750mmol/L)和PO43-(0.25~ 10mg/L)的影响,且Zr-oxide固定膜无老化效应,保质期长,可储存24个月.在自然水体(淡水和海水)、土壤和沉积物环境中,由于存在成分的复杂性,有一些化学性质相似的竞争性阴离子、腐植酸等存在,在一定程度上可能影响Zr-oxide DGT技术对As的有效吸附容量.此外,DGT技术不仅适用于目标检测物的短期取样,更适合于低浓度环境系统中痕量样品的长时间富集取样(4~5d)[3],而常见的无机阴离子和腐植酸的长时间存在是否影响Zr- oxide DGT对As的测试尚不明确.本文在前期工作的基础上,进一步系统地研究了环境(包括复杂介质海水)中常见的无机阴离子和腐植酸对Zr-oxide DGT测定As的浓度和时间动力学影响效应.并将该技术首次用于野外地表水体中溶解态As的测试,以期为新型Zr-oxide DGT技术的推广和应用提供更翔实的数据支撑.

1 材料与方法

1.1 DGT装置和试剂

DGT装置由滤膜、扩散膜、固定膜以及固定3层膜的塑料外套和底座组合而成(图1).塑料外套和底座以及制备扩散膜的交联剂(Cross- linker)购于英国DGT研究有限公司(www. dgtresearch.com),与介质接触的窗口面积为3.14cm2.滤膜为0.45µm的硝酸纤维素滤膜(厚度为0.13mm).扩散膜和Zr-oxide固定膜分别参考Zhang等[11]和Ding等[12]建立的方法进行配置和保存.按照固定膜、扩散膜和滤膜的次序组装DGT备用.

实验用水均是超纯水系统(优普超纯科技有限公司UPH系列自来水进水型超纯水机)净化的超纯水;As标准溶液(GBW(E)080585)购于中国计量科学研究院,用于仪器的测试和标定; NaAsO2、Na3AsO4·12H2O、NaNO3、KHB4和HCl购于国药集团化学试剂有限公司; NaHCO3和Na2SiO3购于成都市科龙化工试剂厂; MgSO4、NaCl和NaOH购于南京化工试剂有限公司;腐植酸(humic acid)购自Fluka公司.除HCl为优级纯外,所用试剂均为分析纯.NaAsO2和Na3AsO4·12H2O分别用于配置As(III)和As(V)的储备液(1000mg/L).

1.2 影响因子实验

1.2.1 不同浓度无机阴离子和腐植酸的影响 水体中常见无机阴离子的浓度参照Sun等[7]的研究和复杂体系海水中的浓度值[13]进行设置.HCO3-(以NaHCO3形式加入)的浓度为4,12, 120,360,720,1440mg/L; SO42-(以MgSO4形式加入)浓度为0.05,0.25,1.5,4.5,9,18g/L; Cl-(以NaCl形式加入)浓度为0.03,0.3,3,15,45,135g/L; SiO32-(以Na2SiO3形式加入)浓度为 5,10,25,50,100, 200mg/L.腐植酸的浓度参照Panther等[9]的研究进行设置,分别为1,2,3,9,18,36,54mg/L.分别按要求配置一系列2L不同浓度梯度的无机阴离子和腐植酸的含As(III)或As(V)溶液,所有溶液中As(III)或As(V)的浓度约为50µg/L (有效浓度以实测为准),离子强度为10mmol/L(用NaNO3表示),pH值为6.0.将Zr-oxide DGT放于充分搅拌的实验溶液中,每个浓度梯度平行投放3个,16h后回收,同时取溶液样品测定As(III)或As(V)的实际浓度,记为sol.实验期间准确记录溶液温度.

1.2.2 无机阴离子和腐植酸的动力学影响 分别选择3个不同浓度梯度的无机阴离子和腐植酸进行动力学影响实验.HCO3-的浓度为37, 148,370mg/L; SO42-为1.44,2.88,8.64g/L; Cl-为12,24,72g/L; SiO32-为8,24,72mg/L;腐植酸为3,9,27mg/L.分别按要求配置一系列10L不同浓度梯度的无机阴离子和腐植酸的含As(III)或As(V)溶液,所有溶液中As(III)或As(V)的浓度约为50µg/L(有效浓度以实测为准),离子强度为10mmol/L(参考前人的研究[3-11]用NaNO3表示,根据已知的体积和浓度计算添加一定数量的NaNO3固体),pH为6.0(用稀HNO3或NaOH进行调节).将Zr-oxide DGT放于充分搅拌的实验溶液中,分别于1,2,3,4d后回收,每个时间梯度平行投放3个,每次回收DGT时取溶液样品测定As(III)或As(V)的实际浓度,记为sol.实验期间准确记录溶液温度.

1.3 Zr-oxide DGT在实际水体中的现场应用

分别选择南京秦淮河(石头城段)和南京师范大学鼓楼校区池塘两处水体进行Zr-oxide DGT的现场测试.Zr-oxide DGT在现场水体中的应用参照Bennett等[6]的方法:制作一系列不同规格的DGT装置,扩散相的厚度分别为0.013(滤膜的厚度,不添加扩散膜)、0.043,0.053,0.077, 0.093cm,其中扩散膜的厚度用显微镜(明美显微数码成像系统Mode1:MD50)进行准确测定.各采样点每种规格DGT平行投放3个,均置于水面下30cm,4d后回收.DGT放置期间每日箱(4℃)保存用于水体基本理化性质的测定.

1.4 分析及测定方法

室内溶液或自然水体中回收的DGT用超纯水冲洗数次,放于装有少量超纯水的自封塑料袋内,置于冰箱(4℃)中保存.参照Sun等[7]建立的方法洗脱Zr-oxide膜上富集的As(III)/As(V):拆开DGT装置,将Zr-oxide膜放入2mL离心管中,加入1.8mL1M NaOH振荡洗脱24h,洗脱液和原实验溶液中As(III)/As(V)的含量均用氰化物发生-原子荧光法(HG-AFS 610D2,北京瑞丽)进行测定.以As标准液(GBW(E)080585)为质控标样,测量相对误差<5%.使用离子色谱仪(ICS 2000, Thermo,美国)测定抽滤水中HCO3-、SO42-和Cl-的浓度.使用TOC分析仪(Model 1030)测定过滤水中总的有机碳.SiO32-和水样总As(高氯酸-盐酸-硝酸消解法)的测定参考《水和废水监测分析方法》(第四版)[14].使用HG-AFS法测定过滤水和消解后水样中As的含量,该方法的最低检测限为0.5µg/L.

1.5 数据的分析和处理

1.5.1 DGT测定浓度的计算 菲克(Fick)第一扩散定律是DGT技术定量目标检测物的基础,其测试浓度的计算根据溶液或水体的流动情况,分为2种:

(1)忽略扩散边界层().在充分搅拌的溶液中,溶液流动快足以使与DGT扩散层相比可忽略不计,采用Zhang等[4,11]建立的式(1)进行计算(DGT):

式中:为Zr-oxide膜上富集的As量,ng; ∆为扩散相厚度,cm;为As(III)或As(V)在扩散相中的扩散系数,cm2/s,不同价态As在不同温度下的扩散系数采用Sun等[7]的研究结果;为DGT的窗口暴露面积,cm2;为放置时间,s.其中利用公式(2)计算:

式中:E为1mol/L NaOH提取液中As的浓度, μg/L;NaOH为提取剂的体积,mL;GEL为Zr- oxide膜凝胶的体积,mL,一般为0.15mL;f为Zr- oxide膜中As(III)或As(V)的提取率[7].

(2)考虑扩散边界层().自然水体采样过程中,由于水流速度慢,在DGT装置的表面不能被忽视[6,8],采用Zhang等[4]建立的式(3)和式(4)求算出DGT和层.

其中式(3)是Zr-oxide膜上As积累量的倒数(1/)与扩散膜厚度∆拟合的直线,从直线中获得斜率(即1/(·DGT··))和轴截距(即/ (·DGT··)),进一步换算获得现场水体应用情况下DGT装置表面实际的层厚度,在、和已知条件下推导出水体中As的浓度,记为DGT,在实际环境中不能确定As(III)和As(V)的存在比例,采用二者的平均扩散系数进行计算[6].

1.5.2 数据分析方法 为确定Zr-oxide DGT对As的测定是否受到常见的无机阴离子和腐植酸的浓度和动力学影响,主要分析DGT对溶液中As(III)或As(V)的测定浓度(DGT)或实测积累量与溶液中As(III)或As(V)的实际浓度(sol)(HG-AFS)或理论预测值的比值是否在DGT性能检测的允许误差范围内(1.0 ± 0.1)[4-12].采用SPSS11.5统计软件检测分析水体中Zr-oxide DGT被动采样技术测定的溶解态As浓度和主动采样技术测定的溶解态As浓度之间是否存在显著性差异(<0.05).

2 结果与讨论

2.1 无机阴离子的浓度影响效应

Bennett等[15]研究表明,Cl-、SO42-、HCO3-等阴离子的竞争吸附明显降低氧化铁对P和As的有效吸附量,进而降低氧化铁-DGT技术测定的准确性和采样时间.Bortun等[16]和Chitrakar等[17]研究显示,Zr-oxide不仅对PO43-、AsO43-和AsO2-具有很强的吸附能力,对SiO32-、Cl-、SO42-和HCO3-等其他阴离子也有一定的吸附能力,因此不同阴离子在Zr-oxide表面可能存在竞争吸附位点的现象,进而限制Zr-oxide DGT技术对P和As的有效吸附容量和其在环境中的取样时间.Sun等[7]前期已研究了pH、离子强度和PO43-的影响.此外,在自然环境介质中,有机As在总As中所占的比例非常小[14,18],本研究首先进一步侧重调查SiO32-、Cl-、SO42-和HCO3-4种常见无机阴离子和有机配体腐植酸较长时间暴露(16h)对Zr-oxide DGT测As的浓度影响效应.

由图2(a)可见,HCO3-(4~1440mg/L)对Zr- oxide DGT测As(V)无显著影响,其DGT和sol的比值均在误差范围内;低浓度的HCO3-(4~ 360mg/L)对其测定As(III)无明显影响,但720,1440mg/L的高浓度HCO3-明显降低了该DGT对As(III)的测定值,分别低于sol的15%和18%.实际环境中As(III) 和As(V)共存且比例不能确定,表明Zr-oxide DGT测As适用于HCO3-£360mg/L环境介质,其忍受的HCO3-最高浓度是复杂介质海水中该离子浓度[13]的2.5倍.SO42-(0.05~18g/L)对Zr-oxide DGT测定As(III)和As(V)均无显著影响,DGT和sol的比值均在误差范围内(图2(b)).类似于HCO3-, Cl-(0.03~135g/L)对Zr-oxide DGT测定As(V)无显著影响,低浓度的Cl-(0.03~45g/L)对其测定As(III)无明显影响,但高浓度(135g/L)的Cl-明显降低DGT对As(III)的测定值,低于sol的50%(图2(c)),表明Zr-oxide DGT测As适用于Cl-£45g/L的环境介质,该浓度值是高盐度海水中Cl-浓度[13]的2倍左右.0.1~100mg/L的SiO32-不影响Zr- oxide DGT对2种价态As的测定,但200mg/L明显降低Zr-oxide DGT对As(Ⅲ)与As(Ⅴ)的吸收,DGT显著低于sol(图2(d)).一般典型自然水体中SiO32-浓度约为18mg/L[9],故其对该技术的应用不会产生明显影响.本研究设定的离子浓度高于前人的研究结果[8-9,19].结果显示一般环境介质(包括复杂的海水介质)中常见无机阴离子存在16h不会干扰Zr-oxide DGT对As的测定.

2.2 腐植酸的浓度影响效应

由图3可见,腐植酸在1~36mg/L范围内,对其测定As(Ⅲ)与As(Ⅴ)均无影响,DGT和sol相当,相对误差在10%以内,但高浓度(54mg/L)却明显抑制DGT对两种价态As的测定,DGT低于sol的10%.一般典型水体中腐植酸的浓度在1~30mg/L范围内[20],可见Zr-oxide DGT在16h内测As受其影响小.天然可溶性有机质广泛存在于水生环境中,腐殖质是淡水水体中可溶性有机质的主要成分,一般占50%~80%[21].众多研究证实了可溶性的腐殖质是水体中一类重要的溶解性有机质,含有一系列功能团,如羟基、羧基、酚羟基、烯醇羟基等,可以与有机污染物和重金属发生作用,改变它们的生物有效性和毒性[21].腐植酸作为一种大分子化合物,其对Zr-oxide DGT测As的影响可能有多种[10],腐植酸吸附在凝胶上,在凝胶表面与As(Ⅲ)和As(Ⅴ)存在竞争吸附作用; 腐植酸与As(Ⅲ)和As(Ⅴ)的络合能力强于固定膜中Zr-oxide的吸附能力,置换出已经吸附固定的As(Ⅲ)和As(Ⅴ);腐植酸与溶液中的As(Ⅲ)和As(Ⅴ)形成更稳定的腐植酸-As复合物,该复合物的孔径大于扩散膜的孔径,不易扩散达到固定膜.

2.3 无机阴离子的动力学影响效应

由图4可看出,1至4d内37~148mg/L的HCO3-对Zr-oxide DGT测As无明显影响,DGT测定的As(III)和As(V)积累量均随时间的延长而线性增加,与理论预测值相符,相对误差均在10%之内; 但370mg/L的高浓度明显降低该DGT对As(III)和As(V)的累积,并对As(III)产生的作用更大,在其分别暴露2d和3d时,As(III)和As(V)的DGT测试值偏离低于理论预测值的10%.类似于HCO3-,1至4d内1.44~2.88g/L的SO42-与12~24g/L的Cl-对Zr-oxide DGT测As(III)和As(V)均无明显影响,DGT累积的As(III)和As(V)均与理论预测值相符,相对误差均在10%之内; 但8.64g/L的SO42-和72g/L的Cl-分别存在3d和4d时抑制了DGT对As(III)和As(V)的吸收累积,对As(III)产生的影响更大,其测定值均低于理论预测值的10%,并随暴露时间的延长,抑制作用更明显.1~4d内8,24mg/L 的SiO32-对Zr-oxide DGT测As(III)和As(V)均无明显影响,DGT累积的As(III)和As(V)均与理论预测值相符,但高浓度(72mg/L)的SiO32-分别存在2d和3d时,抑制了DGT对As(III)和As(V)的吸收,对As(III)产生的影响更大,其测定值均低于理论预测值的10%,并随暴露时间的延长,抑制作用更明显.以上结果显示,HCO3-、SO42-、Cl-和SiO32-的长时间存在对Zr-oxide DGT测As有一定的影响,并对As(III)的作用更大,其影响程度与浓度和暴露时间有关.范围内,As(III)主要以不带电荷的分子(H3AsO3)形式存在,而As(V)主要以带负电荷的H2AsO42-和H2AsO4-形式存在[9,18],带负电荷的阴离子更易与Zr-oxide表面的结合位点结合,因而更易对As(III)的吸收富集产生抑制作用[16].

复杂介质海水中3种常见阴离子HCO3-、SO42-和Cl-的浓度分别是145mg/L、2.71g/L和24g/L[13],在此浓度范围内Zr-oxide DGT可长时间(4d)准确富集As,与Sun等[7]前期在海水体系中的研究结果相吻合.结果表明,Zr-oxide DGT对HCO3-、SO42-和Cl-的忍耐范围大,能适用于多种常见水体(淡水、海水等)的长时间(4d)取样,但对于高浓度HCO3-(>370mg/L)、SiO32-(>72mg/L)和Cl-(>72g/L)的水环境,如碱性水体、钻井液等As的采样应缩短放置时间(如1d).而现有的氧化铁-DGT和Metsorb-DGT技术因As的吸收容量低、阴离子选择性差等因素的干扰在海水介质中最大使用时间为2d[10,15].可见,新型的Zr-oxide DGT技术原位测定水环境中的As具有更大的应用前景.

2.4 腐植酸的动力学影响效应

由图5所示,1至4d内3~9mg/L的腐植酸对Zr-oxide DGT吸收As(III)和As(V)均无明显影响,但高浓度(27mg/L)的腐植酸随暴露时间的延长明显抑制其对 As的吸收,对As(III)的影响更大,3d时As(III)的DGT测试值低于理论预测值的10%,并随暴露时间的延长抑制作用更强,而暴露浓度3d时对As(V)的吸收无影响.结果显示,在腐植酸含量高(>27mg/L)的环境中Zr-oxide DGT原位采样As时应注意缩短投放时间(<3d).

2.5 Zr-oxide DGT技术在野外现场水体中的应用

由表1可知,Zr-oxide DGT野外投放的两处水体呈现弱酸性(6.53~6.76),参考地表水环境质量标准(GB3838-2002)和Panther等[9]的研究报道,HCO3-、SO42-、Cl-、可溶性SiO32-以及TOC和总As均在常见水体的正常范围之内.PO43-的浓度远远低于Sun等[7]的研究报道值,不会影响该技术对As的测定.DGT放置期间(4d),采用传统的主动采样技术获得南京秦淮河和南师大池塘水体中溶解态As的平均浓度分别为(5.903± 0.520)µg/L和(2.479±0.398)µg/L.采用Zr-oxide DGT技术原位测定的溶解态As平均浓度分别为(6.443±0.424)µg/L和(2.504±0.331)µg/L(图6).两种方法获得的水体溶解态As浓度相近,两者之间无显著差异(>0.05).结果表明,Zr-oxide DGT技术是一种可选的原位被动采样技术用于测量常见水体中(As<10µg/L)[2,18]的溶解态As浓度,且DGT法测定的相对误差(6.58%~13.22%)小于传统的主动采样法(8.81%~16.05%).

表1 水样的基本理化性状Table 1 Basic physical- and chemical-properties of sampling waters

自然水体中由于水流速度的影响,DGT装置表面的扩散边界层(δ)不能忽略.本研究获得2处水体的分别为0.044,0.040cm,与前人的研究结果非常相似[4,22].例如,Zhang等[4]利用氧化铁-DGT技术野外测试流动性小的池塘水体中活性磷浓度,发现该技术表面的δ厚度为0.039cm; Warnken等[22]发现实验室低速(<60r/min)流动的溶液中厚度为0.044cm.结果进一步表明,利用DGT技术野外测试水体中目标物的浓度时不可忽视层,采用不同厚度扩散层的DGT成套组装技术不仅可以获取水体目标物的时间平均浓度,还可以从理论上获得DGT装置表面的厚度.

3 结论

3.1 Zr-oxide DGT可用于常见水体中As的原位被动采样,并对环境中常见的无机阴离子和有机配体腐植酸具有较宽的忍耐范围,其抵抗环境因子的干扰能力和原位取样时间优于现有的氧化铁-DGT和Metsorb-DGT技术.

3.2 短期(16h)取样时,SO42-(0.05~18g/L)对Zr- oxide DGT测As不产生影响,其对HCO3-、Cl-、SiO32-和腐植酸的最高忍耐浓度值分别为360mg/L、45g/L、100mg/L和36mg/L.长时间(4d)取样时,Zr-oxide DGT对SO42-、HCO3-、Cl-、SiO32-和腐植酸的最高忍耐浓度值分别为2.88g/L、148mg/L、24g/L、24mg/L和9mg/L.而高浓度HCO3-(>370mg/L)、SiO32-(>72mg/L)、Cl-(>72g/L)和腐植酸(>27mg/L)明显抑制该技术对As(尤其是As(III))的吸收,因而在高浓度HCO3-、SiO32-、Cl-)和腐植酸的环境背景下为了原位测试的准确性应缩短Zr-oxide DGT的取样时间(如1d).

3.3 野外应用进一步验证该技术可用于常见水体中溶解态As时间平均浓度的原位测定,且性能优于传统的主动采样技术.

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* 责任作者,副教授,sunqinnj@hhu.edu.cn

Environmental influences on the measurement of dissolved arsenic using Zr-oxide DGT

SUN Qin1*, XÜ Lü1, DING Shi-ming2, CHEN Jing1, ZHANG Li-ping1

(1.Key laboratory of Integrated Regulation and Resources Development of Shallow Lakes, Ministry of Education, College of Environment, Hohai University, Nanjing 210098, China；2.State Key Laboratory of Lake Science and Environment, Nanjing Institute of Geography and Limnology, Chinese Academy of Sciences, Nanjing 210008, China)., 2016,36(5)：1482~1490

Influences of environmental factors on the measurement of dissolved arsenic (As) using Zr-oxide diffusive gradient in thin films technique (Zr-oxide DGT) were systematically investigated in the laboratory, and this technique was applied fordetermination of dissolved As in natural water. After 16-d exposure of numerous inorganic anions, the presence of SO42-had no influence on the measurement of As using Zr-oxide DGT, while HCO3-, Cl-, SiO32-and humic acid had negative effects, with the largest tolerant concentrations of 360mg/L, 45g/L, 100mg/L and 36mg/L, respectively. The dynamical uptake showed that there were no influences of HCO3-(37~148mg/L), SO42-(1.44~2.88g/L), Cl-(12~24g/L), SiO32-(8~24mg/L) and humic acid (3~9mg/L) with the exposure time span from 1 to 4d, while the uptake of As to Zr-oxide DGT, particularly As (III), were inhibited by high concentrations of HCO3-(370mg/L), SO42-(8.64g/L), Cl-(72g/L) and humic acid (27mg/L) at the exposure time of 3~4d, and SiO32-(72mg/L) at the exposure time of 2~4d. The Zr-oxide DGT sampling technique was applied to water in Nanjing City in comparison with the conventional monitoring technique. The DGT-measured concentrations of dissolved As were in line with those by the conventional monitoring technique.

diffusive gradient in thin films (DGT) technique；Zr-oxide；arsenic (As)；inorganic anions；humic acid；water body

X703

A

1000-6923(2016)05-1482-09

孙 琴(1976-),女,安徽巢湖人,副教授,博士,主要从事环境污染物的原位检测、生物修复和生态毒理学研究.发表论文40余篇.

2015-09-30

国家自然科学基金(51479068);湖泊与环境国家重点实验室开放研究基金(2014SKL011);江苏高校优势学科建设工程(PAPD)