徐梅華，顧明華，王騁臻，雷靜，韋燕燕，沈方科

1.廣西大學(xué)農(nóng)學(xué)院，廣西 南寧 530004；2.廣西大學(xué)農(nóng)牧產(chǎn)業(yè)發(fā)展研究院，廣西 南寧 530004

砷（Arsenic，As）在自然界普遍存在，長期暴露于砷污染下可引發(fā)人類神經(jīng)系統(tǒng)、呼吸系統(tǒng)和血管疾病等一系列健康問題（Sarwar et al.，2021）。與其他作物相比，水稻（OryzasativaL.）的淹水種植方式及其通過硅酸鹽吸收途徑高效吸收砷，導(dǎo)致大米砷的高累積（Himeno et al.，2019）。大米消費是人體暴露于砷的重要途徑，降低稻米中砷質(zhì)量分?jǐn)?shù)對人類健康具有重要意義。土壤中總砷可以指示土壤砷污染程度，不一定是水稻砷積累量的決定因素，砷在水稻植株中的積累與土壤性質(zhì)如有機(jī)質(zhì)、pH、粘粒質(zhì)量分?jǐn)?shù)、鐵、錳等因素密切相關(guān)（Li et al.，2014；Sarwar et al.，2021），土壤中砷形態(tài)對于評估水稻土中砷的生物有效性至關(guān)重要（Rahman et al.，2017），研究水稻土中砷的形態(tài)轉(zhuǎn)化、遷移及其影響因素，對水稻吸收砷的調(diào)控及指導(dǎo)水稻安全生產(chǎn)具有重要意義。

鐵（Iron，F(xiàn)e）和錳（Manganese，Mn）廣泛存在于土壤中，鐵錳氧化物與土壤中重金屬的遷移密切相關(guān)，影響重金屬在土壤中的形態(tài)和生物毒性（Wang et al.，2019；Maguffin et al.，2020）。無定形（非晶質(zhì)）鐵氧化物是游離鐵氧化物中活性較高的部分，其在水分減少的條件下極易老化，在水分作用下，老化的鐵氧化物可以重新活化，因此無定形鐵氧化物質(zhì)量分?jǐn)?shù)可以在一定程度上反映鐵氧化物活性的轉(zhuǎn)變（何群等，1981；陳家坊等，1983）。鐵氧化物由于其具有較大比表面積和正表面電荷等特性對砷的吸附起主要作用（Ma et al.，2020），因此土壤中鐵氧化物對砷的吸附量比錳氧化物大得多，不同形態(tài)鐵氧化物對砷的吸附能力不同，有研究使用去無定形鐵氧化物土壤、去晶質(zhì)鐵氧化物土壤和未處理土壤進(jìn)行As(V) 的吸附實驗，發(fā)現(xiàn)無定形鐵氧化物只占土壤總鐵16%，但是無定形鐵氧化物所吸附As(V) 占土壤總吸附量的82%（Zhang et al.，2021）。錳是土壤中重要的非生物氧化劑，對As(III) 的氧化起主要作用（Zhang et al.，2014）。錳氧化物除了可以將As(III) 氧化為As(V) 外，由于其具有與鐵氧化物相似的氧化還原化學(xué)性質(zhì)，還可以迅速氧化 Fe(II) 形成鐵氧化物（Yang et al.，2021）。因此錳氧化物氧化砷，鐵錳氧化物對砷的吸附固定機(jī)制對砷形態(tài)有重要影響。

利用鐵錳或者鐵錳與生物質(zhì)炭等材料聯(lián)合進(jìn)行土壤重金屬的污染控制與修復(fù)研究近年來備受人們關(guān)注，現(xiàn)有報道揭示了鐵錳氧化物在土壤重金屬污染修復(fù)上的作用機(jī)制及應(yīng)用潛力（Liu et al.，2008；Matsumoto et al.，2016；Lin et al.，2019；Qian et al.，2021；律兆等，1993；黃永東等，2020；李志明等，2020），而自然土壤下的鐵錳與外源添加的鐵錳的存在形態(tài)不同，土壤中砷的毒性也受老化時間影響，自然土壤的砷形態(tài)與外源添加砷形態(tài)存在差異（Abbasi et al.，2021；Zang et al.，2021；陳耀祖等，2019）。因此研究自然土壤的鐵錳對砷氧化還原循環(huán)的影響及其相互作用機(jī)制可以為田間利用鐵錳氧化物進(jìn)行砷污染土壤治理提供理論指導(dǎo)和技術(shù)支持。本研究利用自然土壤進(jìn)行盆栽試驗，研究土壤中錳質(zhì)量分?jǐn)?shù)對鐵錳氧化物和砷形態(tài)轉(zhuǎn)變的影響，揭示錳影響砷從土壤向水稻遷移的機(jī)制，為基于鐵錳氧化物的稻田砷污染修復(fù)策略提供理論支持。

1 材料與方法

1.1 實驗材料

1.1.1 植物材料

供試作物為水稻（OryzasativaL.），品種為桂育9號。將供試水稻種子浸泡在10%質(zhì)量分?jǐn)?shù)的次氯酸鈉溶液中消毒30 min，用去離子水沖洗干凈后，浸泡過夜，25 ℃培養(yǎng)至種子出芽，播種，22 d后選取長勢均勻的三葉一心水稻幼苗移栽。

1.1.2 土壤材料

采集廣西南寧武鳴某地土壤的總錳質(zhì)量分?jǐn)?shù)差異較大、總鐵質(zhì)量分?jǐn)?shù)、有機(jī)質(zhì)質(zhì)量分?jǐn)?shù)和pH接近，總砷質(zhì)量分?jǐn)?shù)較高的2種土壤。參考鮑士旦方法（鮑士旦，2013）測定土壤相關(guān)性質(zhì)。土壤的相關(guān)性質(zhì)如表1。

表1 供試土壤相關(guān)性質(zhì)Table 1 Related properties of tested soils

1.2 試驗方案

1.2.1 試驗設(shè)計

低錳和高錳的2種自然土壤風(fēng)干后過18目篩（孔徑為1.00 mm），將2種土壤按一定的比例進(jìn)行混合均勻，得到5種不同錳質(zhì)量分?jǐn)?shù)梯度的供試土壤進(jìn)行盆栽試驗。處理編號及土壤錳質(zhì)量分?jǐn)?shù)分別為 Mn1（Mn 580 mg·kg?1）、Mn2（Mn 980 mg·kg?1）、Mn3（Mn 1900 mg·kg?1）、Mn4（Mn 3030 mg·kg?1）、Mn5（Mn 4230 mg·kg?1），每個處理設(shè)置 4 個重復(fù)，共20盆。每盆共裝土8 kg，其中，取1.5 kg置于3個300目的尼龍網(wǎng)內(nèi)，在每個網(wǎng)袋內(nèi)種植水稻，采樣時采集整個網(wǎng)袋內(nèi)土壤。

1.2.2 水稻種植與管理

盆栽試驗于廣西大學(xué)農(nóng)學(xué)院溫室大棚進(jìn)行，盆栽所用容器規(guī)格為高20 cm，上部直徑27 cm，底部直徑20 cm的敞口水桶。每盆以溶液形式于水稻種植前施入基肥，施肥量為尿素2.656 g、磷酸二氫鉀2.304 g、氯化鉀1.272 g，淹水平衡5 d后，挑選培育長勢一致的三葉一心水稻幼苗進(jìn)行移栽，每個盆栽的3個根袋各種植2株水稻。在水稻分蘗期時每盆追施尿素1 g。每天傍晚觀察水分損耗狀況，澆水至水層深度一致。在水稻分蘗期、抽穗期和成熟期進(jìn)行一次干濕交替的處理后采樣。

1.3 樣品采集

采樣前使用pH計原位測定盆栽土壤pH，使用氧化還原電位（ORP）去極化自動測定儀測定土壤Eh。使用預(yù)先安裝的Rhizon MOM采樣器和10 mL真空采血管收集土壤孔隙水，將水樣過0.45 μm水系濾膜后加入0.5 mL的鹽酸（優(yōu)級純）與去離子水體積比為 1?1的溶液于4 ℃保存。土壤原位 pH、Eh和孔隙水的測試/采集位置是在根袋內(nèi)，距離水稻莖基部2 cm，深度10 cm處測定單個點的值和采集單個點土壤孔隙水樣品。在水稻的分蘗期、抽穗期和成熟期采集根袋內(nèi)土壤及植物樣品。

1.4 樣品分析

1.4.1 土壤樣品分析

采集的土壤樣品風(fēng)干后，過100目篩（孔徑為0.150 mm），待用。土壤樣品進(jìn)行提取分析時設(shè)置均10%樣品平行用于質(zhì)量控制，相對偏差均在10%內(nèi)。

參考魯如坤方法（魯如坤，1999）進(jìn)行樣品提取。無定形鐵錳氧化物的提取：準(zhǔn)確稱取上述過篩的土壤樣品0.5 g（準(zhǔn)確至0.0001 g）于50 mL棕色離心管（避光）中，加入25 mL的pH=3.25的0.2 mol·L?1草酸銨緩沖液，黑暗條件下25 ℃振蕩4 h，立即將樣品迅速置于離心機(jī)中以3000 r·min?1的轉(zhuǎn)速離心6 min，將上清液過濾后倒至干凈試劑瓶中。采用電感耦合等離子光譜儀測定樣品中的鐵錳質(zhì)量濃度，計算土壤中的鐵錳質(zhì)量分?jǐn)?shù)。鐵質(zhì)量分?jǐn)?shù)乘以1.43（由鐵換算成三氧化二鐵的系數(shù)）得到鐵氧化物質(zhì)量分?jǐn)?shù)，錳質(zhì)量分?jǐn)?shù)乘以1.58（由錳換算成二氧化錳的系數(shù)），采用同樣的方法計算游離鐵錳氧化物的質(zhì)量分?jǐn)?shù)。

游離氧化鐵錳氧化物的提?。簻?zhǔn)確稱取過上述過篩的土壤樣品0.5 g（準(zhǔn)確至0.0001 g）于50 mL離心管中。按順序加入20 mL濃度為0.3 mol·L?1檸檬酸鈉與 2.50 mL 濃度為 1 mol·L?1重碳酸鈉，80 ℃水浴5分鐘后，加入約0.50 g的Na2S2O4，繼續(xù)水浴 15 min，期間不斷振蕩，待冷卻后，以 3000 r·min?1的轉(zhuǎn)速離心6 min，上清液傾入250 mL容量瓶中，此過程重復(fù) 3—4次，直至殘渣呈淺灰色或者灰白色，最后用1 mol·L?1NaCl溶液清洗殘渣，洗滌液離心一同傾入容量瓶中，定容，過濾至干凈試劑瓶中。采用電感耦合等離子光譜儀測定樣品中的鐵錳質(zhì)量濃度，計算土壤中的鐵錳質(zhì)量分?jǐn)?shù)。

土壤砷形態(tài)分級的提取及測定：非專性吸附態(tài)砷、專性吸附態(tài)砷、無定形鐵氧化物結(jié)合態(tài)砷、晶體鐵氧化物結(jié)合態(tài)砷的提取參考 Wenzel方法（Wenzel et al.，2001），殘渣態(tài)砷的提取參考國家標(biāo)準(zhǔn)《土壤中總砷的測定》（GB/T 22105.2—2008），土壤砷形態(tài)提取的樣品進(jìn)行離心的轉(zhuǎn)速均為 4000 r·min?1，離心 15 min。準(zhǔn)確稱取上述過篩的土壤樣品1 g（準(zhǔn)確至0.0001 g）至50 mL離心管中，按5個步驟提取。非專性吸附態(tài)砷（第1步）：向離心管中加 25 mL 的 0.05 mol·L?1的硫酸銨溶液，20 ℃下振蕩4 h，離心后，將上清液過濾至干凈試劑瓶中，待測。專性吸附態(tài)砷（第2步）：向第一步的殘余土中加入25 mL的0.05 mol·L?1的磷酸二氫銨溶液，20 ℃下振蕩16 h后離心，將上清液過濾至干凈試劑瓶中待測。無定形鐵氧化物結(jié)合態(tài)砷（第3步）：向第2步中的殘余土加入25 mL的0.2 mol·L?1草酸銨緩沖溶液（pH為3.25），黑暗條件下于20 ℃振蕩4 h，離心后，將上清液過濾至干凈試劑瓶中。殘余土中再加12.5 mL 0.2 mol·L?1的草酸銨緩沖溶液，黑暗條件下20 ℃振蕩10 min，再次離心后，將上清液過濾至同一瓶中，待測。晶體鐵氧化物結(jié)合態(tài)砷（第4步）：向第3步中的殘余土加20 mL草酸銨濃度為 0.2 mol·L?1和抗壞血酸濃度為 0.1 mol·L?1的混合溶液，pH用草酸調(diào)為3.25，在光照條件下，保持在 (96±3) ℃的水浴鍋中水浴30 min，離心后，將上清液過濾至干凈的試劑瓶中。殘余土中再加pH為 3.25的 0.2 mol·L?1草酸銨緩沖溶液 12.5 mL，20 ℃振蕩10 min，再次離心后，將上清液過濾至同一瓶中，待測。殘渣態(tài)砷（第5步）：將第4步中的殘余土置于65 ℃烘箱中烘干，磨碎后稱取0.2 g（準(zhǔn)確至0.0001 g）于50 mL比色管中，加入10 mL溶液（配置方法為1體積單位優(yōu)級純硝酸加入3體積單位優(yōu)級純鹽酸中，混合后加入4體積單位水中），沸水浴2 h后，定容，過濾待測。使用原子熒光形態(tài)分析儀測定提取液砷的質(zhì)量濃度。

1.4.2 土壤孔隙水樣品分析

參考鮑士旦方法（鮑士旦，2013），按順序向玻璃試管加入2 mL孔隙水樣品，2 mL去離子水，8 mL乙酸鈉溶液和8 mL鄰菲啰啉溶液，乙酸鈉溶液質(zhì)量濃度為100 g·L?1，鄰菲啰啉溶液質(zhì)量濃度為1 g·L?1，顯色半小時后，用紫外分光光度計于530 nm波長處測定Fe(Ⅱ) 質(zhì)量濃度。直接用原子熒光分光光度計測定樣品As(Ⅲ) 質(zhì)量濃度。

1.4.3 植物樣品前處理及分析

將采集的水稻用去離子水清洗干凈，將水稻葉片上三葉分成上部分葉片，剩下葉片為下部葉片（薛培英等，2010）。水稻根系采用DCB法震蕩清洗以消除水稻根表鐵膜固定的砷對根系砷質(zhì)量分?jǐn)?shù)測定的影響（Liu et al.，2008）。將經(jīng)DCB法清洗后的水稻根以及水稻地上部分在105 ℃殺青20 min，65 ℃烘至恒定質(zhì)量后，稻谷經(jīng)脫殼機(jī)脫殼后得到稻米。水稻根、莖、葉和稻米經(jīng)高速粉碎機(jī)粉碎為粉末樣品后，參考《食品中總砷及無機(jī)砷的測定》（GB 5009.11—2014）進(jìn)行樣品處理和測定。稱取樣品0.2 g，加入5 mL優(yōu)級純硝酸進(jìn)行微波消煮，消解時每40個樣品設(shè)置樣品空白3個和標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)2個（GBW 10185大米生物成分分析標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)）用于質(zhì)量控制。趕酸后將液體轉(zhuǎn)移至25 mL容量瓶，定容，過濾后使用原子熒光形態(tài)分析儀測定樣品的砷質(zhì)量濃度。通過生物富集系數(shù)來探究砷在水稻各部位中的累積，用于評估不同處理下水稻從土壤中吸收砷的能力。生物富集系數(shù) (Bioconcentration Factor, BCF)=水稻各部位砷質(zhì)量分?jǐn)?shù)/土壤總砷質(zhì)量分?jǐn)?shù)。

1.5 數(shù)據(jù)統(tǒng)計分析

使用IBM SPSS 19.0對數(shù)據(jù)進(jìn)行單因素方差分析（Duncan檢驗）和相關(guān)性分析（皮爾遜相關(guān)性分析）；使用Origin 2018和Excel 2010進(jìn)行圖表繪制。

2 結(jié)果與分析

2.1 不同處理對水稻不同生育期土壤原位 pH和Eh的影響

如圖1所示，水稻分蘗期和成熟期土壤原位pH表現(xiàn)為隨著土壤錳質(zhì)量分?jǐn)?shù)的增加呈上升趨勢，水稻抽穗期各處理間土壤pH無顯著差異。如圖2所示，水稻分蘗期和抽穗期的土壤原位 Eh隨土壤錳質(zhì)量分?jǐn)?shù)增加呈升高趨勢，抽穗期Mn4、Mn5處理土壤Eh顯著高于Mn1、Mn2處理；從水稻分蘗期到抽穗期，Mn1—Mn4處理土壤Eh降低比例分別為30.3%、46.1%、15.3%、11.5%，而Mn5處理土壤Eh升高了3.4%。

圖1 不同處理對土壤pH的影響Figure 1 Effects of different treatments on soil pH

圖2 不同處理對土壤Eh的影響Figure 2 Effects of different treatments on soil Eh

2.2 不同處理對土壤中鐵錳氧化物的影響

由圖3、4可知，水稻各生育期土壤中無定形鐵氧化物、錳氧化物和游離態(tài)錳氧化物均隨著土壤中錳質(zhì)量分?jǐn)?shù)的增加而增加，而游離態(tài)鐵氧化物質(zhì)量分?jǐn)?shù)隨著土壤中錳質(zhì)量分?jǐn)?shù)的增加而減少。從分蘗期到成熟期，隨著水稻生育期的延長，各處理土壤中無定形態(tài)鐵氧化物、錳氧化物質(zhì)量分?jǐn)?shù)整體呈增加趨勢，其中Mn2、Mn3、Mn4處理在抽穗期略有減少，成熟期Mn1—Mn5處理土壤無定形態(tài)鐵氧化物、錳氧化物質(zhì)量分?jǐn)?shù)分別比分蘗期增加11.9%、13.1%、16.3%、8.9%、40.5%和3.6%、7.1%、3.9%、7.8%、35.7%，土壤錳質(zhì)量分?jǐn)?shù)高的Mn5處理土壤中無定形態(tài)鐵氧化物、錳氧化物質(zhì)量分?jǐn)?shù)增幅遠(yuǎn)大于其他處理；而土壤中游離態(tài)錳氧化物質(zhì)量分?jǐn)?shù)變化不大，游離態(tài)鐵氧化物質(zhì)量分?jǐn)?shù)在水稻生育期前期有所降低。

圖3 不同處理對土壤中無定形態(tài)鐵、錳氧化物質(zhì)量分?jǐn)?shù)的影響Figure 3 Effects of different treatments on the mass fraction of amorphous Fe and Mn oxides in the soil

圖4 不同處理對土壤中游離態(tài)鐵、錳氧化物質(zhì)量分?jǐn)?shù)的影響Figure 4 Effects of different treatments on the mass fraction of free Fe and Mn oxides in the soil

2.3 不同處理對土壤砷形態(tài)的影響

由圖5—7和表2可知，水稻分蘗期、抽穗期和成熟期各處理土壤砷形態(tài)均以晶質(zhì)鐵氧化物結(jié)合態(tài)砷和殘渣態(tài)砷為主，土壤中非專性吸附態(tài)砷的比例最低。隨土壤錳質(zhì)量分?jǐn)?shù)增加，各時期土壤非專性吸附態(tài)砷質(zhì)量分?jǐn)?shù)占總砷質(zhì)量分?jǐn)?shù)的比例顯著降低；水稻抽穗期和成熟期土壤專性吸附態(tài)砷的質(zhì)量分?jǐn)?shù)占總砷的質(zhì)量分?jǐn)?shù)的比例降低，分蘗期各處理差異不大；水稻分蘗期和抽穗期土壤無定形鐵氧化物結(jié)合態(tài)砷的質(zhì)量分?jǐn)?shù)占總砷質(zhì)量分?jǐn)?shù)的比例隨著土壤錳質(zhì)量分?jǐn)?shù)增加而升高，成熟期各處理差異不大；水稻分蘗期和抽穗期土壤晶質(zhì)鐵氧化物結(jié)合態(tài)砷質(zhì)量分?jǐn)?shù)占總砷質(zhì)量分?jǐn)?shù)的比例隨著土壤錳質(zhì)量分?jǐn)?shù)增加而升高，殘渣態(tài)砷的質(zhì)量分?jǐn)?shù)占總砷質(zhì)量分?jǐn)?shù)的比例。隨著土壤錳質(zhì)量分?jǐn)?shù)增加而降低，水稻成熟期時土壤晶質(zhì)鐵氧化物結(jié)合態(tài)砷的質(zhì)量分?jǐn)?shù)占總砷的質(zhì)量分?jǐn)?shù)的比例，隨著土壤錳質(zhì)量分?jǐn)?shù)增加而降低，殘渣態(tài)砷的比例隨著土壤錳質(zhì)量分?jǐn)?shù)增加而升高。

圖5 不同處理對分蘗期土壤各砷形態(tài)質(zhì)量分?jǐn)?shù)的影響Figure 5 Effects of different treatments on mass fractions of As speciation in soils at tillering stage

圖6 不同處理對抽穗期土壤各砷形態(tài)質(zhì)量分?jǐn)?shù)的影響Figure 6 Effects of different treatments on mass fractions of As speciation in soils at the heading stage

圖7 不同處理對成熟期土壤各砷形態(tài)質(zhì)量分?jǐn)?shù)的影響Figure 7 Effects of different treatments on mass fractions of As speciation in soils at maturity

表2 不同處理對土壤中非專性吸附態(tài)砷質(zhì)量分?jǐn)?shù)占總砷質(zhì)量分?jǐn)?shù)比例的影響Table 2 Effects of different treatments on the mass fraction ratio of non-obligate adsorbed As to total As in soils

由圖8可知，從水稻分蘗期到成熟期，土壤非專性吸附態(tài)砷質(zhì)量分?jǐn)?shù)呈增加趨勢，增加比例為100.0%—325.0%；Mn1、Mn2、Mn3處理的土壤專性吸附態(tài)砷質(zhì)量分?jǐn)?shù)分別增加了 33.7%、31.4%、16.7%，而Mn4、Mn5處理的土壤專性吸附態(tài)砷分別減少了0.7%、10.2%；從水稻分蘗期到成熟期，無定形鐵氧化物結(jié)合態(tài)砷質(zhì)量分?jǐn)?shù)呈先增加后減少整體減少的趨勢，Mn1處理土壤無定形鐵氧化物結(jié)合態(tài)砷質(zhì)量分?jǐn)?shù)增加3.0%，而Mn2—Mn5處理減少了2.9%—20.3%，成熟期Mn1處理的無定形鐵氧化物結(jié)合態(tài)砷質(zhì)量分?jǐn)?shù)比分蘗期減少3.0%；從水稻分蘗期到成熟期，Mn3、Mn4和Mn5處理的土壤殘渣態(tài)砷質(zhì)量分?jǐn)?shù)增加，其余處理減少。此外，從水稻分蘗期到成熟期，Mn1處理的土壤晶質(zhì)鐵氧化物結(jié)合態(tài)砷和殘渣態(tài)砷共減少了 2.7%，而 Mn2—Mn5處理的晶質(zhì)鐵氧化物結(jié)合態(tài)砷和殘渣態(tài)砷質(zhì)量分?jǐn)?shù)共增加了6.3%—14.0%。

圖8 不同處理對土壤各砷形態(tài)質(zhì)量分?jǐn)?shù)隨時間變化的影響Figure 8 Effects of different treatments on the variation of As speciation mass fraction with time in soils

由表3可知，土壤非專性吸附態(tài)砷質(zhì)量分?jǐn)?shù)與無定形錳氧化物、游離錳氧化物質(zhì)量分?jǐn)?shù)呈極顯著負(fù)相關(guān)，無定形鐵氧化物結(jié)合態(tài)砷質(zhì)量分?jǐn)?shù)、晶質(zhì)鐵氧化物結(jié)合態(tài)砷質(zhì)量分?jǐn)?shù)與無定形鐵氧化物質(zhì)量分?jǐn)?shù)、無定形鐵氧化物質(zhì)量分?jǐn)?shù)、游離錳氧化物質(zhì)量分?jǐn)?shù)呈顯著或極顯著正相關(guān)，與游離鐵氧化物質(zhì)量分?jǐn)?shù)呈顯著負(fù)相關(guān)；殘渣態(tài)砷質(zhì)量分?jǐn)?shù)與無定形錳氧化物質(zhì)量分?jǐn)?shù)、游離錳氧化物質(zhì)量分?jǐn)?shù)呈顯著正相關(guān)。

表3 土壤砷形態(tài)質(zhì)量分?jǐn)?shù)與土壤鐵錳氧化物質(zhì)量分?jǐn)?shù)相關(guān)性分析Table 3 Correlation analysis between As speciation and Fe/Mn oxides in soils

2.4 不同處理對土壤孔隙水 Fe(Ⅱ) 和 As(III) 濃度的影響

由圖9可知，各時期土壤孔隙水Fe(Ⅱ)、As(III)濃度隨著土壤錳質(zhì)量分?jǐn)?shù)增加而降低。從分蘗期到成熟期，土壤孔隙水Fe(Ⅱ) 濃度降低，土壤錳質(zhì)量分?jǐn)?shù)較低的Mn1、Mn2和Mn3處理As(III) 濃度呈先升高后降低趨勢。土壤孔隙水的 As(III) 質(zhì)量濃度與專性吸附砷質(zhì)量分?jǐn)?shù)呈極顯著正相關(guān)，與土壤無定形鐵氧化物結(jié)合砷、晶質(zhì)鐵氧化物結(jié)合砷質(zhì)量分?jǐn)?shù)呈負(fù)相關(guān)關(guān)系，土壤孔隙水的 As(III) 質(zhì)量濃度與無定形鐵氧化物、無定形錳氧化物、游離錳氧化物和土壤Eh值呈極負(fù)相關(guān)關(guān)系（表4）。

圖9 不同處理對土壤孔隙水中Fe(Ⅱ) 和As(III) 的影響Figure 9 Effects of different treatments on Fe(II) and As(III) in soil pore water

2.5 不同處理對水稻各部位總砷質(zhì)量分?jǐn)?shù)的影響

由圖10、11可知，水稻植株不同部位砷質(zhì)量分?jǐn)?shù)的高低順序為：根>下部葉>莖>上部葉>籽粒。水稻各時期根、莖、葉的總砷的質(zhì)量分?jǐn)?shù)隨著土壤錳質(zhì)量分?jǐn)?shù)的增加而降低，其中，Mn5處理顯著低于Mn1處理。水稻籽粒砷質(zhì)量分?jǐn)?shù)隨著土壤錳質(zhì)量分?jǐn)?shù)的增加而顯著降低，與 Mn1處理相比，Mn2、Mn3、Mn4和Mn5處理分別降低了33.8%、40.3%、51.8%和63.3%。由圖12、13可知，水稻各時期根、莖、葉、籽粒的砷富集系數(shù)隨著土壤錳質(zhì)量分?jǐn)?shù)的增加而降低。

圖10 不同處理對水稻上部葉、下部葉、莖、根砷質(zhì)量分?jǐn)?shù)的影響Figure 10 Effect of different treatments on As mass fraction in upper leaves, lower leaves stems and roots of rice

圖11 不同處理對水稻籽粒砷質(zhì)量分?jǐn)?shù)的影響Figure 11 Effects of different treatments on As mass fraction in grains

圖12 不同處理對水稻上部葉、下部葉、莖、根砷富集系數(shù)的影響Figure 12 Effects of different treatments on As enrichment coefficients in upper leaves, lower leaves,stems and roots of rice

圖13 不同處理對水稻籽粒砷富集系數(shù)的影響Figure 13 Effects of different treatments on As enrichment coefficients in grains

由表5可知，水稻根、莖、葉的砷質(zhì)量分?jǐn)?shù)與土壤中非專性吸附砷質(zhì)量分?jǐn)?shù)極顯著正相關(guān)，與無定形鐵氧化物結(jié)合砷質(zhì)量分?jǐn)?shù)呈極顯著負(fù)相關(guān)，水稻葉砷質(zhì)量分?jǐn)?shù)與土壤專性吸附砷呈極顯著負(fù)相關(guān)；水稻籽粒砷質(zhì)量分?jǐn)?shù)與土壤中非專性吸附砷質(zhì)量分?jǐn)?shù)極顯著正相關(guān)，與無定形鐵氧化物結(jié)合砷質(zhì)量分?jǐn)?shù)、殘渣砷質(zhì)量分?jǐn)?shù)顯著、極顯著負(fù)相關(guān)。

3 討論

錳氧化物作為環(huán)境中重要的氧化劑，影響著砷價態(tài)的變化。砷在自然界中具有多種價態(tài)，其中以As(III)的毒性最大。較低的土壤Eh會導(dǎo)致砷污染土壤中負(fù)載砷的鐵錳氧化物還原溶解，并伴隨著砷向土壤孔隙水的釋放（毛凌晨等，2018）。淹水會導(dǎo)致土壤 Eh逐漸下降，隨后穩(wěn)定在錳氧化物發(fā)生還原的值范圍內(nèi)，只有當(dāng)大部分或全部錳氧化物被還原時，Eh才能繼續(xù)下降，因此錳可以作為氧化還原緩沖劑（Keimowitz et al.，2017）。氧化錳能在很寬的pH值范圍內(nèi)迅速將As(III) 氧化成As(V)。有研究表明，外源添加錳氧化物（hausmannite）可使水稻土壤中砷的氧化增加，砷向孔隙水的遷移量減少，稻谷和秸稈中砷質(zhì)量分?jǐn)?shù)都顯著降低（Xu et al.，2017）。外源錳可以促進(jìn)Eh上升（顧明華等，2020）。研究發(fā)現(xiàn)，隨著錳氧化物氧空位缺陷濃度的增加As(III) 氧化性能顯著增加，當(dāng)存在氧空位缺陷時，不僅能夠促進(jìn) As(III) 在錳氧化物表面的吸附，同時能夠加速電子從 As(III) 向 Mn原子的遷移，從而顯著提升As(III) 的氧化性能（Hou et al.，2017）。本研究顯示隨著土壤錳質(zhì)量分?jǐn)?shù)增加，土壤 Eh值上升。隨著水稻種植時間的推移，Mn5處理的土壤Eh升高，Mn1—Mn4處理土壤Eh下降，但下降幅度隨土壤錳質(zhì)量分?jǐn)?shù)增加而減少，表明長時間淹水情況下，錳質(zhì)量分?jǐn)?shù)高的自然土壤與外源錳一樣，可以提高土壤Eh，延緩淹水導(dǎo)致的土壤Eh下降。相關(guān)分析（表4）得出Eh與孔隙水As(III) 質(zhì)量濃度呈極顯著負(fù)相關(guān)，抽穗期Mn4和Mn5處理土壤Eh顯著高于Mn1和Mn2處理（圖2），抽穗期Mn4和 Mn5處理孔隙水 As(III) 的質(zhì)量濃度明顯低于Mn1和Mn2處理（圖9），證明錳質(zhì)量分?jǐn)?shù)高的土壤Eh值升高是減少孔隙水中As(III) 質(zhì)量濃度的主要原因之一。

表4 土壤孔隙水As(III) 質(zhì)量濃度與土壤砷形態(tài)質(zhì)量分?jǐn)?shù)相關(guān)性分析Table 4 Correlation analysis between As (III) concentration in soil pore water and As speciation of in soils, Fe/Mn oxides mass fraction, Eh value

表5 水稻各部位砷質(zhì)量分?jǐn)?shù)與土壤中各形態(tài)砷質(zhì)量分?jǐn)?shù)的相關(guān)性分析Table 5 Correlation analysis between As mass fraction in different parts of rice and As mass fraction in soils

錳循環(huán)影響鐵錳氧化物形態(tài)從而對砷形態(tài)產(chǎn)生影響。土壤中 Mn(II/III)/Mn(IV) 與 Fe(II)/Fe(III)具有類似的氧化還原性質(zhì)，Mn(II) 氧化與Fe(II) 氧化、Mn(IV) 還原與Fe(III) 還原相互競爭電子受體或供體，錳體系的標(biāo)準(zhǔn)氧化還原電位絕大多數(shù)比鐵高，因此Mn(IV) 能夠?qū)e(II) 成Fe(III)（Dong et al.，2021）。錳含量過高時，則會促使亞鐵的氧化而抑制鐵的還原，使鐵主要以活性的Fe(III) 存在。土壤水分狀況可以促使鐵、錳氧化物形態(tài)發(fā)生轉(zhuǎn)化，淹水可使土壤中無定形鐵氧化物的質(zhì)量分?jǐn)?shù)顯著增加，而土壤落干可使無定形鐵氧化物轉(zhuǎn)化為結(jié)晶鐵氧化物（陳家坊等，1983）。不同形態(tài)的鐵錳氧化物對砷的吸附能力存在差異，與結(jié)晶態(tài)鐵氧化物相比，無定形鐵氧化物具有更大比表面積，因此對砷具有較強(qiáng)吸附能力。在砷污染的水稻土中，無定形鐵、錳氧化物是控制砷活化的重要因素（Ultra et al.，2009；Xu et al.，2017）。已有研究表明錳可以通過氧化土壤中 Fe(II)，增加土壤中鐵氧化菌豐度從而促進(jìn)土壤中無定形鐵氧化物的形成（Chen et al.，2019），無定形鐵氧化物的增加可使砷在土壤中的吸附固定增加（Ma et al.，2020）。本研究發(fā)現(xiàn)隨著水稻種植時間的推移，土壤中的無定形鐵氧化物、錳氧化物質(zhì)量分?jǐn)?shù)呈增加趨勢，錳質(zhì)量分?jǐn)?shù)高的Mn5處理增加幅度高于其他處理，而游離態(tài)鐵氧化物減少（圖3），表明在長時間淹水種植水稻條件下土壤中可能發(fā)生了晶質(zhì)鐵錳氧化物的活化導(dǎo)致無定形鐵氧化物、錳氧化物增加。隨著土壤錳質(zhì)量分?jǐn)?shù)增加，土壤孔隙水Fe(Ⅱ) 質(zhì)量濃度降低（圖9），土壤中無定形鐵氧化物質(zhì)量分?jǐn)?shù)增加，表明土壤中較高質(zhì)量分?jǐn)?shù)錳可以促進(jìn)土壤孔隙水Fe(Ⅱ) 氧化，促進(jìn)了無定形鐵氧化物形成。有研究發(fā)現(xiàn)，錳氧化物可以將As(III) 氧化為As(V)，鐵氧化物質(zhì)量分?jǐn)?shù)對吸附砷起主要作用，鐵氧化物、錳氧化物通過氧化吸附的共同作用機(jī)制將土壤中 As(Ⅲ)氧化和固定，減少了砷對環(huán)境的危害（Zhang et al.，2021）。本研究發(fā)現(xiàn)在水稻3個時期檢測的Mn4和Mn5處理的無定形鐵氧化物結(jié)合態(tài)砷明顯高于另外3種處理，晶質(zhì)鐵氧化物結(jié)合態(tài)砷除成熟期外，其余2個時期明顯高于另外3種處理（圖8），這2種形態(tài)砷質(zhì)量分?jǐn)?shù)與無定形鐵氧化物質(zhì)量分?jǐn)?shù)呈極顯著正相關(guān)，此外，孔隙水As(III) 質(zhì)量濃度與無定形鐵氧化物質(zhì)量分?jǐn)?shù)呈極顯著負(fù)相關(guān)，表明土壤中高質(zhì)量分?jǐn)?shù)的錳可以促進(jìn)無定形態(tài)鐵氧化物形成，新形成的鐵氧化物對砷產(chǎn)生吸附和共沉淀作用，促進(jìn)土壤中的砷向更為穩(wěn)定無定形鐵氧化物結(jié)合態(tài)砷和晶質(zhì)鐵氧化物結(jié)合態(tài)砷轉(zhuǎn)移。同時，相關(guān)分析發(fā)現(xiàn)孔隙水As(III)質(zhì)量濃度和無定形錳氧化物、游離態(tài)錳氧化物質(zhì)量分?jǐn)?shù)呈極顯著負(fù)相關(guān)，表明新形成的錳氧化物也同時對砷產(chǎn)生吸附和共沉淀作用，減少了孔隙水As(III) 質(zhì)量濃度。

對于砷的生物有效性及毒性而言，土壤中砷的存在形態(tài)比土壤中砷總量顯得更為重要。土壤中砷的主要存在形態(tài)為 As(III) 和 As(V)，與 As(V) 相比，As(III) 的毒性更大（Ma et al.，2020）。與 As(Ⅴ)相比，土壤中 As(III) 更容易解吸并釋放到土壤孔隙水中（Cao et al.，2020），水稻非專性吸附態(tài)砷和專性吸附態(tài)砷是土壤孔隙水中的砷主要來源（王欣等，2018），土壤孔隙水中砷與植物可吸收的砷有密切關(guān)系（杜艷艷等，2017），非專性吸附態(tài)砷和專性吸附態(tài)砷與無定形鐵氧化物結(jié)合態(tài)砷、晶質(zhì)鐵氧化物結(jié)合態(tài)砷、殘渣態(tài)砷相比，更容易被水稻吸收利用（Niazi et al.，2011）。本研究中隨著錳質(zhì)量分?jǐn)?shù)的增加，籽粒砷質(zhì)量分?jǐn)?shù)和富集系數(shù)、孔隙水As(III) 質(zhì)量分?jǐn)?shù)顯著減少、土壤非專性吸附態(tài)砷和專性吸附態(tài)砷質(zhì)量分?jǐn)?shù)降低、分蘗期和抽穗期的無定形鐵氧化物結(jié)合態(tài)砷質(zhì)量分?jǐn)?shù)提高，成熟期殘渣態(tài)砷質(zhì)量分?jǐn)?shù)提高，水稻不同部位砷質(zhì)量分?jǐn)?shù)均與土壤非專性吸附態(tài)砷質(zhì)量分?jǐn)?shù)呈極顯著正相關(guān)，與無定形鐵氧化物結(jié)合態(tài)砷質(zhì)量分?jǐn)?shù)呈極顯著負(fù)相關(guān)，籽粒砷質(zhì)量分?jǐn)?shù)與殘渣態(tài)砷質(zhì)量分?jǐn)?shù)呈顯著負(fù)相關(guān)。表明高錳質(zhì)量分?jǐn)?shù)的處理通過提高 Eh減少了 As(III) 質(zhì)量分?jǐn)?shù)和形成新的鐵錳氧化物對砷吸附固定，降低土壤砷的生物有效性使籽粒砷質(zhì)量分?jǐn)?shù)和富集系數(shù)減少。

4 結(jié)論

不同處理土壤中砷形態(tài)質(zhì)量分?jǐn)?shù)及其比例存在差異，土壤中的錳可影響土壤砷形態(tài)的轉(zhuǎn)化。隨著土壤錳質(zhì)量分?jǐn)?shù)的增加，土壤中高質(zhì)量分?jǐn)?shù)的錳可延緩?fù)寥繣h下降，促進(jìn)Fe(II) 氧化，形成更多無定形態(tài)鐵氧化物，通過錳對砷的氧化和鐵錳氧化物對砷的吸附固定作用，降低了與植物吸收相關(guān)性高的非專性吸附態(tài)砷的比例，有效地減少土壤孔隙水中 As(III) 的質(zhì)量分?jǐn)?shù)，降低土壤砷的有效性從而減少水稻對砷的吸收。