黃俊霖, 蘇 婧, 鄭明霞, 孫源媛, 劉 昶, 傅雪梅, 郝 鑫, 席北斗

1.中國環(huán)境科學研究院, 國家環(huán)境保護地下水污染模擬與控制重點實驗室, 北京 100012 2.廣東工業(yè)大學環(huán)境科學與工程學院, 廣東 廣州 510006

2018年北京市舉行的“第七屆環(huán)境砷國際學術大會”曾指出，全世界近2×108人飲用As濃度超標的水體，而我國可能將近2×107人飲用存在健康風險的含As地下水. 高毒性、易遷移的類金屬元素As已被美國環(huán)境保護局(US EPA)定義為具有致癌風險的人類已知污染物[1]，人體長期飲用高濃度As污染的水源可引發(fā)肝癌、肺癌等多種癌癥[2]. 目前地下水As遷移、轉化和富集的水文生物地球化學過程已成為環(huán)境學和水文地質學的研究熱點[3-4].

在眾多水文生物地球化學反應中，DOM(dissolved organic matter, 溶解性有機物)被視為影響As的溶解性及遷移轉化能力的關鍵因素[5]. 三維熒光光譜能根據(jù)熒光峰對應的激發(fā)波長和發(fā)射波長位置，定性區(qū)分不同類型的熒光有機物，通過區(qū)域積分法定量表征各類熒光物的含量[6]，對研究地下水由DOM引起的As溶解現(xiàn)象具有重要的指示意義[7]. 魯宗杰等[8]利用三維熒光技術研究我國漢江平原高濃度As地下水區(qū)域時發(fā)現(xiàn)，含水層的腐殖質引起鐵氧化還原性溶解而釋放其表面吸附的As，是導致該區(qū)域地下水As污染的主要影響機制. Mladenov等[9]則發(fā)現(xiàn)，奧卡萬戈三角洲的洪泛濕地淺層地下水DOM可作為硫酸鹽還原或其他影響氧化還原狀態(tài)和遷移率的微生物反應的電子供體，通過控制硫化砷的溶解來引發(fā)季節(jié)性的As污染，該研究強調(diào)了地表水與地下水交互作用在控制地下水有機物輸入的重要性. 由于河水與地下水的交互作用是河岸帶水循環(huán)和物質轉化的重要途徑，對地下水的礦物溶解遷移起著關鍵的主導作用，目前國內(nèi)較少從交互作用角度考慮地下水DOM含量變化對As遷移轉化的影響[8,10].

洪水事件是河水與地下水產(chǎn)生強烈交互的極端條件，該交互作用可能攜帶大量土壤動植物殘體碎屑以及工業(yè)與生活污水的DOM進入河岸帶含水層，導致地下水向還原環(huán)境演化[11]，其中DOM的熒光組分還能與As結合形成可溶性和遷移性更強的絡合物[12]，威脅著河岸帶地下水生態(tài)系統(tǒng)結構與功能的健康發(fā)展. 因此，針對目前研究較少考慮交互作用區(qū)域的地下水DOM輸入對As溶解的影響，選取安徽省宿州市楊莊鄉(xiāng)的奎河河岸帶作為研究對象，利用三維熒光光譜技術驗證洪水期間河水對河岸帶地下水DOM的輸送作用，根據(jù)Eh-pH穩(wěn)定性圖解分析地下水As在洪水前、后的形態(tài)與含量差異，結合ρ(FeT)(FeT表示總鐵)與當?shù)厮牡刭|特征探討熒光有機物含量及其活性官能團對含As礦物溶解性和遷移性的影響，以期為河岸帶地下水有機物和As的污染防治提供理論依據(jù)和基礎數(shù)據(jù)支撐.

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

奎河發(fā)源于江蘇省徐州市奎山云龍湖，流向由北向南，途經(jīng)安徽省宿州市橋涌區(qū)最終匯入洪澤湖. 奎河有39.4 km位于皖境，流域面積 1 231 km2，河寬10～30 m，河床比降約0.125‰. 研究區(qū)位于安徽省宿州市楊莊鄉(xiāng)的奎河河岸帶，其中東岸與西岸的平均坡度分別為17°和8°，河寬30 m，平均水深3 m. 河岸植被類型主要為林地，氣候類型屬于典型的暖溫帶半濕潤季風性氣候，夏季高溫多雨，冬季干燥寒冷，年均降雨量841.8 mm，年均氣溫17.2 ℃.

研究區(qū)第四系地層上更新統(tǒng)(Q3)和全更新統(tǒng)(Q4)的主要巖性為河湖相沉積的黏土、亞黏土夾粉細砂層，其中埋深10～20 m的淺層地下水是農(nóng)田灌溉和人畜飲用的主要水源，屬于潛水-弱承壓水，補給源為大氣降水、地表水及灌溉水.

1.2 監(jiān)測井布設

2018年4月，在垂直于奎河流向的東、西兩側河岸帶，按不等間隔各布設3口潛水層觀測井. 為了比較同側河岸帶不同含水層類型的有機物含量、As的形態(tài)及質量濃度差異，在西岸距離潛水層觀測井2 m處，分別布設3口弱承壓層觀測井，其中東岸距離河中心25～40 m潛水層觀測井編號依次為C、B、A，西岸距離河中心25～40 m潛水層與弱承壓層觀測井編號依次分別為E、F、G和H、I、J. 觀測井管材質為PVC，潛水層、弱承壓層觀測井管分別在6.5～10.1、17.0～18.5 m處開設孔徑為10 mm的進水孔，使用尼龍過濾網(wǎng)包裹，進水孔以下的井管周圍采用石英砂填充，上部則使用黏土球進行止水，監(jiān)測點位布設、建井參數(shù)如表1所示.

表1 地下水觀測井布設概況

1.3 樣品采集與分析

2018年8月14日，受臺風“溫比亞”帶來的強降雨影響，宿州市楊莊鄉(xiāng)奎河水位暴漲至32 m，超出當?shù)鼐渌? m，導致兩岸村莊面臨長達10 d的洪澇災害. 為了研究河水與地下水交互作用下，河岸帶地下水DOM輸入對As遷移轉化的影響，分別于2018年7月15日(T1)、2018年9月20日(T2)采集奎河河水以及河岸帶的潛水層、弱承壓層水樣，如圖1所示. 樣品數(shù)量共20組，其中潛水層水樣12組，弱承壓層水樣6組，河水水樣2組. 用500 mL的聚乙烯瓶裝滿水樣后密封，于4 ℃保存?zhèn)溆?

水化學分析在中國環(huán)境科學研究院國家環(huán)境保護地下水污染模擬與控制重點實驗室進行，水樣經(jīng)0.45 μm濾膜過濾后，As采用電感耦合等離子體發(fā)射光譜法(ICAP-6000，Thermo，美國)測定；ρ(DOC)(DOC表示溶解性有機碳)由TOC分析儀(Multi NC 2100，德國Jena公司)經(jīng)高溫催化氧化法測定，數(shù)據(jù)相對誤差<5%.

三維熒光光譜(EEM)采用三維熒光分光光度計(F-700，日本Hitachi公司)測試，試驗空白為Milli-Q超純水. 掃描條件：λEx(激發(fā)波長)為200～450 nm；λEm(發(fā)射波長)為280～550 nm；掃描間距為5 nm；掃描速度為 2 400 nmmin；激光光源為150 W氙弧燈；PMT電壓為700 V；信噪比>110；響應時間自動.

面癱(PFP),即周圍性面神經(jīng)炎,是臨床常見的多發(fā)性面部神經(jīng)病變,是莖乳孔內(nèi)急性非化膿性炎性病癥。臨床癥狀主要是蹙額力減弱、眼睛不能完全閉合、口角下垂等,對患者的生活造成很大影響。而難治性PFP是因多種療法治療效果差遷延(3個月以上)所致,是一種難治性病癥。穴位針刺是治療面癱常用方法,報道治愈率在60%~70%[1]。近年來,NMES在臨床上逐步應用開來,在改善中樞神經(jīng)功能和重塑周圍神經(jīng)功能方面效果確切。本文主要探討上述兩種方法治療難治性PFP的臨床效果,報告如下。

1.4 數(shù)據(jù)分析方法

三維熒光圖譜中相似物質的熒光峰可劃分為5個代表性區(qū)域：Ⅰ區(qū)(λExλEm=200～250 nm280～325 nm)代表類色氨酸； Ⅱ區(qū)(λExλEm=200～250 nm325～375 nm)代表類酪氨酸； Ⅲ區(qū)(λExλEm=200～250 nm375～550 nm)代表類富里酸； Ⅳ區(qū)(λExλEm=250～450 nm280～375 nm)代表可溶性微生物降解產(chǎn)物； Ⅴ區(qū)(λExλEm=250～450 nm375～550 nm)代表類胡敏酸. Ⅰ區(qū)、Ⅱ區(qū)、Ⅳ區(qū)所呈現(xiàn)的熒光物質為類蛋白，與DOM的芳環(huán)氨基酸結構有關；Ⅲ區(qū)和Ⅴ區(qū)熒光物質與類腐殖質相關[13-14].

熒光區(qū)域積分法(FRI)通過計算特定區(qū)域標準體積(Φi,n)反映對應區(qū)域具有特定結構熒光物質的含量[15]：

式中：dλEx為激發(fā)波長間隔，nm；dλEx為發(fā)射波長間隔，nm；I(λEx·λEm)為激發(fā)與發(fā)射波長所對應的熒光強度，au；Φi,n為特定區(qū)域標準體積，au·nm2；MFi為倍乘系數(shù)，等于某一熒光區(qū)域i的積分面積占總的熒光區(qū)域積分面積比例的倒數(shù)，其中Ⅰ區(qū)為20.4，Ⅱ區(qū)為16.4，Ⅲ區(qū)為4.81，Ⅳ區(qū)為8.76，Ⅴ區(qū)為1.76.

2 結果與討論

2.1 地下水DOM三維熒光光譜特征

由圖2可見，洪水前奎河河岸地下水DOM整體熒光強度較弱，以類腐殖質熒光峰為主. 如潛水層E、G分別存在較明顯的類富里酸熒光峰(A)和類胡敏酸熒光峰(C)，熒光中心位置分別位于λExλEm=235 nm470 nm、385 nm385 nm處，這主要與林地類型的河岸帶土壤易積累腐殖質有關[16]. 此外，潛水層E還出現(xiàn)類酪氨酸熒光峰(T2)，熒光中心位置在λExλEm=235 nm370 nm處，可能與土壤微生物對外源污染物的分解作用有關[17].

由圖2、3可見，與洪水前相比，洪水后地下水的熒光強度顯著提高，其中潛水層A與弱承壓層H出現(xiàn)明顯的類酪氨酸峰(T2)，熒光中心位置分別位于λExλEm=230 nm335 nm、235 nm340 nm處，說明洪水可能攜帶生活污水和工業(yè)廢水進入含水層，促進了微生物的生命活動[18]. 潛水層E、G含有可溶性微生物降解產(chǎn)物峰(T1)，熒光中心位置均位于λExλEm=280 nm280 nm處. 據(jù)現(xiàn)場調(diào)研，奎河長期接納上游污水處理廠廢水，造成河流微生物降解產(chǎn)生諸如蛋白、輔酶、小分子有機酸及色素等具有特定結構的類蛋白有機物[19]. 在河水與地下水交互作用下，可溶性微生物降解產(chǎn)物易進入河岸帶地下水. 潛水層E、G監(jiān)測點還出現(xiàn)類色氨酸熒光峰(B)，熒光中心位置分別位于λExλEm=220 nm305 nm、225 nm315 nm處. 類色氨酸主要來源于多環(huán)芳烴及其芳香性蛋白衍生物，表明地下水在一定程度受到上游排放的工業(yè)廢水污染[20]. 弱承壓層J存在明顯的類富里酸熒光峰(A)和類胡敏酸熒光峰(C)，相應的熒光中心位置則分別處于λExλEm=230 nm460 nm、375 nm375 nm處. 該類腐殖質除了來源于表層土壤，還可能是由類色氨酸和類酪氨酸的降解產(chǎn)物生成類腐殖質前驅體，在微生物作用下經(jīng)縮合或聚合反應形成.

2.2 地下水As的形態(tài)及其質量濃度

2.2.1潛水層As的形態(tài)及其質量濃度

在河岸帶地下水環(huán)境中，由于地層結構和含水層巖性的特殊性，以及河水入滲過程中所攜帶表層土壤有機質在含水層產(chǎn)生氧化分解反應，導致含水層的Eh和pH條件改變，從而影響As的存在形態(tài)及遷移轉化能力. 從圖4(a)可知，洪水前，研究區(qū)潛水層Eh平均值為40.18 mV，處于弱氧化環(huán)境，但As卻以電負性、電中性的正三價亞砷酸鹽(H3AsO42-、H3AsO3)形態(tài)存在，可能是氧化環(huán)境下鐵氧化物對五價As的吸附能力強于三價As所致[21]. 洪水過后，潛水層Eh平均值降至-59.85 mV，處于還原環(huán)境，As均以電中性的正三價亞砷酸鹽(H3AsO3)形態(tài)存在.

圖4 潛水層與弱承壓層As的形態(tài)特征Fig.4 Morphological characteristics of arsenic in phreatic layer and aquitard

圖5 河岸帶水位、ρ(AsT)與ρ(DOC)的平均值Fig.5 Water stage and average mass concentration of dissolved organic matter and total arsenic in riparian zone

從地層結構和含水層巖性來說，奎河河岸帶地表以下0～20 m為第四系全新統(tǒng)松散沉積物所覆蓋，其中0～7.0 m是黏土與粉砂互層，潛水層(6.5～10.1 m)巖性主要為粉砂，滲透系數(shù)K1介于0.52～1.04 md之間. 沿岸村莊以埋深0～20 m的淺層地下水作為主要灌溉和生活用水水源，這種傍河開采的形式可能導致奎河沿降水漏斗方向補給兩岸淺層地下水，加之河岸截止閘的蓄水作用，間接抬升了河水水位，河水水位始終高于兩岸潛水層水位，如圖5(a)所示. 河水可通過河床底部淤泥以飽和滲流方式與潛水層產(chǎn)生潛流交換，但圖5(b)顯示，監(jiān)測期T1、T2河水ρ(AsT)均低于潛水層，說明河水入滲并不是造成潛水層ρ(AsT)升高的直接影響因素. 從氧化還原角度考慮，圖5(c)表明河水ρ(DOC)始終高于潛水層，且相比洪水前，洪水后潛水層ρ(DOC)平均值由6.91 mgL升至9.88 mgL，說明洪水事件不僅能促進表層土壤有機質以淋溶方式進入潛水層，還能通過交互作用輸送河水的有機物. DOM的輸入為厭氧微生物提供充足碳源，在厭氧菌-鐵氧化物交互作用下，以吸附態(tài)或鐵氧化物結合態(tài)的五價As逐漸被釋放[22]，導致潛水層ρ(AsT)由洪水前的6.07 μgL升至6.98 μgL. 然而洪水持續(xù)時間長達10 d，處于淹沒狀態(tài)的河岸帶促使?jié)撍畬有纬蛇€原環(huán)境，不利于五價As的穩(wěn)定存在，因此潛水層的五價As逐漸被還原為三價態(tài)的亞砷酸鹽(H3AsO3).

對于弱承壓層而言，監(jiān)測期間Eh均為負值，呈現(xiàn)還原環(huán)境，有利于厭氧細菌將As5+富集至胞內(nèi)，將其還原為As3+后排出胞外[23]，導致As以電中性的正三價亞砷酸鹽(H3AsO3)形態(tài)存在，如圖4(b)所示. 雖然弱承壓層(17.0～18.5 m)巖性為鈣質結核，經(jīng)抽水試驗所測得的滲透系數(shù)K2為17.36 md，遠大于潛水層滲透系數(shù)K1，但弱承壓層與潛水層之間的全新統(tǒng)中段(7.0～18.0 m)為粘土層，滲透系數(shù)K3<0.001 md，導致弱承壓層與河水、潛水層的交互作用較弱. 雖然洪水前河水與潛水層的ρ(AsT)平均值高于弱承壓層，但河水與潛水層ρ(AsT)對弱承壓層ρ(AsT)的貢獻量甚微(見圖5).

由圖5(c)可見，相比洪水前，洪水后弱承壓層ρ(DOC)平均值由5.57 mgL升至8.64 mgL，但ρ(AsT)的變化較潛水層更為顯著，弱承壓層ρ(AsT)平均值由4.87 μgL升至6.97 μgL，接近于潛水層ρ(AsT)平均值(6.98 μgL). 根據(jù)圖6可知，相比于潛水層，弱承壓層可能含有更多鐵質結核，為亞砷酸鹽提供充足的吸附點位，以致洪水前弱承壓層ρ(AsT)平均值小于潛水層. 洪水事件一方面可提高表層土壤、河水DOM在弱承壓層的入滲能力；另一方面也能促使粘土隔水層中有機質的遷移下滲. 此外，DOM通過鐵氧化物橋接亞砷酸鹽來形成遷移性和溶解性更強的絡合物. 因此，在富含鐵氧化物的含水層中，有機質含量升高有助于提高As的水溶性[24].

圖6 河岸帶地下水ρ(FeT)平均值Fig.6 Average mass concentration of total iron in riparian groundwater

2.3 DOM熒光組分對As遷移轉化的影響

2.3.1類蛋白有機物對As遷移轉化的影響

羥基(—OH)、羧基(—COOH)、氨基(—NH2)等類蛋白有機物的活性官能團，可通過絡合反應成為重金屬As遷移轉化的“載體”，從而影響地下水As的溶解和富集程度[25]. 洪水事件中，地下水DOM含量變化決定著活性官能團的數(shù)量，并在含水層As的活化與遷移扮演著重要角色.

圖7 河岸帶地下水類蛋白熒光組分區(qū)域標準體積Fig.7 The standrad integration volumn of protein-like fluorescent components in riparian groundwater

由圖7可見，無論是洪水前還是洪水后，3種類蛋白有機物含量平均值在空間上均表現(xiàn)為潛水層>弱 承壓層. 從各類蛋白有機物含量(Φi,n)平均值的時空差異來看，潛水層與弱承壓層均表現(xiàn)為可溶性微生物降解產(chǎn)物>類酪氨酸>類色氨酸. 洪水后，潛水層與弱承壓層的類蛋白有機物雖仍以可溶性微生物降解產(chǎn)物為主，但其增幅僅分別為14.3%、4.4%. 而潛水層與弱承壓層的類酪氨酸平均含量分別由3.64×106、2.48×106au·nm2升至1.17×107、8.31×106au·nm2，相比洪水前分別增加2.2和2.4倍；潛水層與弱承壓層的類色氨酸平均含量也分別增長2.2倍和1.1倍. 從分子結構和官能團類型來看，類色氨酸、類酪氨酸與可溶性微生物降解產(chǎn)物均含有羧基和氨基，類酪氨酸除含有羧基和氨基之外，還具有酚羥基[26]，可為電中性的亞砷酸鹽的絡合提供結合位點，形成DOM-As二元絡合物[27]，如圖8反應方程式所示.

圖8 DOM-As(Ⅲ)二元絡合物的反應方程式Fig.8 Reaction equation of dissolved organic matter-arsenic(Ⅲ) binary complex

研究發(fā)現(xiàn)，DOM-As二元絡合物在3～12的pH范圍內(nèi)的穩(wěn)定常數(shù)KS介于100.5～106.5molL之間[28-29]，根據(jù)研究區(qū)地下水pH變化范圍來看，監(jiān)測期間潛水層與弱承壓層的pH分別介于6.83～7.24、6.99～7.39之間，因此，研究區(qū)地下水pH的微弱變化對有機物與As的絡合物穩(wěn)定常數(shù)影響較小. 此外，不同類型的熒光有機物所提供的結合點位數(shù)量也是影響KS的重要因素. 為了衡量DOM-As穩(wěn)定常數(shù)KS與DOM結合點位數(shù)n的定量關系，林青華等[30]用修正型的Hill方程擬合熒光猝滅數(shù)據(jù)，發(fā)現(xiàn)n=1.3的DOM與As的KS幾乎是n=0.98的DOM的40倍. 目前關于類色氨酸、類酪氨酸以及可溶性微生物降解產(chǎn)物等熒光基團與三價As的配位比和穩(wěn)定常數(shù)研究較少，難以確定研究區(qū)對As絡合物起主要作用的類蛋白熒光基團. 但在大多數(shù)高濃度As污染的地下水中，DOM-As二元絡合物的形成無疑是通過降低As在固相的吸附量來增強As的遷移性，通過促進含水層介質對As的釋放從而引起地下水ρ(AsT)升高[31-32].

2.3.2類腐殖質有機物對As遷移轉化的影響

由圖9可見，無論洪水前還是洪水后，潛水層的類腐殖質平均含量均高于弱承壓層，且潛水層與弱承壓層的類腐殖質平均含量也均表現(xiàn)為類富里酸>類胡敏酸. 相比洪水前，洪水后潛水層與弱承壓層類富里酸平均含量分別由9.75×106、7.48×106au·nm2升至1.59×107、1.84×107au·nm2，增幅分別為63%、146%；而類胡敏酸平均含量則分別由3.49×106、3.01×106au·nm2升至4.53×106、5.20×106au·nm2，增幅分別為30%、73%. 相比于分子量較小、活性官能團種類數(shù)量較少的類蛋白有機物，類胡敏酸與類富里酸是同時具有疏基、醌基、羧基、氨基、羥基、酚羥基等多種活性官能團的大分子有機物[33]，可為As3+的絡合提供更多的結合點位，從而形成水溶性和遷移性更強的DOM-As、DOM-Fe-As絡合物[34-35].

Bauer等[36]研究發(fā)現(xiàn)，在有機質的As溶液中，F(xiàn)e的加入會顯著提高DOM-Fe-As三元絡合物的含量. 因此，洪水過后，潛水層和弱承壓層ρ(AsT)的提升還可能與Fe在DOM-Fe-As三元絡合物的架橋作用有關. 以DOM-Fe-As為例，類腐殖質-As絡合物的形成與充當金屬架橋的鐵離子存在密切關系，即鐵離子結合到類腐殖質的活性官能團上可能充當連接三價As和類腐殖質的“橋梁”[37]. 根據(jù)亞砷酸鹽中As的原子結構可知，以sp3雜化的As(Ⅲ)除了形成3個共價鍵之外，還存在一個孤電子對. 以腐殖酸的酚羥基為例，酚羥基電離形成游離態(tài)H+促使Fe(Ⅲ)的氧化物溶解，而As(Ⅲ)的孤電子對可通過共價鍵連接 Fe(Ⅲ)，形成DOM-Fe-As絡合物(見圖10). 此外，來自于亞砷酸鹽或鐵氧化物中的去質子化羥基的親核攻擊來形成氧橋連接Fe(Ⅲ)和 As(Ⅲ)，生成DOM-Fe-O-As 絡合物[38].

圖9 河岸帶地下水類腐殖質熒光組分區(qū)域標準體積Fig.9 The standrad integration volumn of humic-like fluorescent components in riparian groundwater

盡管DOM-Fe-As絡合物的Fe-As共價鍵會受到OH—配位體的位阻和排斥作用，由去質子化羥基的親核攻擊所形成的DOM-Fe-O-As絡合物的氧橋也會受As(Ⅲ)中心孤電子對的誘導排斥[38]，但通過Fe架橋所形成的多元絡合物仍被認為是目前類腐殖質與As結合的最有效形式[24,39]. 根據(jù)前文分析可知，雖然潛水層的各熒光組分平均含量均高于潛水層，但研究區(qū)弱承壓層ρ(FeT)平均值始終高于潛水層(見圖6). 洪水后由于類胡敏酸、類富里酸含量的大幅提升，弱承壓層ρ(AsT)平均值相比洪水前增長43%，而潛水層ρ(AsT)僅增長15%，也印證Fe在富含有機質和含As礦物的含水層中起著關鍵的架橋地位，其形成的DOM-Fe-As絡合物、DOM-Fe-O-As絡合物對增強含水層As的遷移性和溶解性具有重要影響.

圖10 DOM-As(Ⅲ)絡合物的鐵離子架橋機制Fig.10 Bridging mechanism of ferric ion in dissolved organic matter-arsenic(Ⅲ) complexes

3 結論

a) 三維熒光光譜分析結果表明，相比洪水前，洪水后奎河河岸帶潛水層的類酪氨酸、類色氨酸及可溶性微生物降解產(chǎn)物熒光強度顯著增強；弱承壓層除了出現(xiàn)類酪氨酸熒光峰之外，還具有類富里酸和類胡敏酸熒光峰，體現(xiàn)洪水能有效提高地表有機污染物對含水層的輸入量，并促進微生物的代謝活動.

c) 與洪水前相比，洪水后潛水層與弱承壓層ρ(AsT)的升高可能通過兩種途徑實現(xiàn)：①類蛋白、類腐殖質的羥基、氨基、羧基直接與亞砷酸鹽形成DOM-As二元絡合物；②鐵離子充當DOM活性官能團與亞As酸鹽的“橋梁”，以共價鍵或氧橋形式形成多元絡合物DOM-Fe-As、DOM-Fe-O-As.