李志明，丁氏祝，奇奇格，雷 靜，顧明華，2*，陳 宏

(1.廣西大學農(nóng)學院，廣西 南寧 530004；2.廣西農(nóng)業(yè)環(huán)境與農(nóng)產(chǎn)品安全重點實驗室，廣西 南寧 530004；3.廣西大學農(nóng)牧產(chǎn)業(yè)發(fā)展研究院，廣西 南寧 530004)

【研究意義】砷是最普遍存在的環(huán)境毒素和致癌物質(zhì)之一，主要通過食物和飲用水途徑危害人體健康[1]。近年來，由于工業(yè)的迅速發(fā)展，砷污染問題在全世界范圍內(nèi)普遍發(fā)生[2-3]。我國表層土壤中砷含量范圍為0.01～625.00 mg/kg，平均背景值為11.20 mg/kg，遠高于世界平均背景值[4]。與其他糧食作物相比，水稻籽粒對砷有較強的富集能力，大米是人體砷攝入的主要途徑之一，我國人均砷攝取量達42.00 μg/d，其中從大米中的砷攝取量占60 %[5-6]。已有研究表明，鐵錳氧化物可降低土壤中砷的生物有效性及水稻對砷的吸收和累積[7]。因此，開展外源鐵錳不同施用量對水稻土壤砷形態(tài)及水稻吸收砷的影響研究，對砷污染農(nóng)田的治理及減輕大米砷污染具有重要意義?！厩叭搜芯窟M展】Vodyanitskii和Shoba研究顯示，鐵和錳氧化物可在稻田土壤環(huán)境中共存[8]。在土壤鐵錳氧化還原過程中，高活性錳氧化物是強氧化劑，通過遷移和聚集形成鐵錳結(jié)核，加速土壤中鐵的氧化，通過氧化還原和吸附/共沉淀過程對土壤中的重金屬形態(tài)和濃度產(chǎn)生影響[9]。土壤中Mn(II/III)/Mn(IV)與Fe(II)/Fe(III)具有相似的氧化還原性質(zhì)，導致鐵和錳循環(huán)間存在電子受體或電子給體競爭，過高的Mn含量會促進Fe(II)氧化，同時抑制其還原[10]。在還原狀態(tài)下Fe(III)氧化物的還原溶解會導致吸附的砷釋放到土壤溶液中，而在氧化狀態(tài)下由Fe(II)氧化產(chǎn)生的Fe(III)氧化物或在Fe(III)還原過程中形成的二次鐵礦物可固定土壤中的砷[11-12]。因此，砷及其他重金屬元素在土壤中的遷移率和生物利用度很大程度上受鐵錳氧化還原循環(huán)過程的影響[13-14]?！颈狙芯壳腥朦c】近年來已有學者開展鐵和錳對水稻重金屬吸收影響的研究[15-16]，但針對鐵和錳影響土壤鐵錳氧化物形成及其對土壤砷形態(tài)和水稻吸收砷等方面的研究鮮見報道?！緮M解決的關(guān)鍵問題】通過水稻盆栽試驗探究外源鐵錳不同施用量對砷污染水稻土中鐵錳氧化物含量及砷形態(tài)變化的影響，分析分蘗期水稻地上部砷含量與土壤鐵錳氧化物含量和各形態(tài)砷含量的相關(guān)性，探討外源鐵錳降低土壤中砷的生物有效性、水稻吸收累積砷的效應(yīng)及其可能機制，為砷污染農(nóng)田治理研究提供科學依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 試驗材料

供試水稻品種為Y兩優(yōu)2號。供試土壤為廣西賀州市非重金屬污染稻田0～20 cm表層土壤，基本理化性質(zhì)為：pH 6.00，有機質(zhì)含量33.41 g/kg，全氮含量1.72 g/kg，全磷含量0.92 g/kg，全鉀含量4.81 g/kg，速效磷含量74.40 mg/kg，全鐵含量20.40 g/kg，全錳含量64.30 mg/kg，全砷含量8.96 mg/kg。于2017年3月以Na3AsO4·12H2O藥品為污染土壤的砷源，設(shè)砷污染水平為200.00 mg/kg，將藥品以溶液形式均勻噴灑于土壤并充分混勻，用塑料膜包裹，平衡過程中保持田間持水量在80 %左右，老化土壤6個月，制備成砷污染土壤。

1.2 試驗方法

盆栽試驗于2017年9-11月在廣西大學農(nóng)學院玻璃溫室進行。挑選籽粒飽滿、均勻的水稻種子若干用體積比為30 %的H2O2消毒10 min，再用去離子水清洗2～3次后播種到育苗基質(zhì)中培養(yǎng)，秧苗長至三葉一心時移栽。設(shè)外源添加鐵0和400 mg/kg(Fe0和Fe400)2個水平，添加錳0、400和800 mg/kg(Mn0，Mn400和Mn800)3個水平，共6個處理，分別標注為Mn0Fe0(對照)、Mn400Fe0、Mn800Fe0、Mn0Fe400、Mn400Fe400和Mn800Fe400處理，每處理3個重復(共18盆)。每盆裝入砷污染水稻土6.00 kg，裝土時每盆施尿素1.36 g(基肥0.59 g，分蘗肥0.77 g)、磷酸二氫鉀1.16 g和氯化鉀0.92 g作基肥，先將基肥與相應(yīng)的FeSO4·7H2O和MnSO4·H2O藥品(鐵、錳源藥品均購于國藥)溶于水中一起均勻噴灑在土壤上，再混勻后裝盆淹水。淹水2 d后，挑選長勢均勻的水稻幼苗移栽，每盆種植水稻4穴，每穴2株。在水稻植株生長至6～7葉時施用分蘗肥，水稻種植期間全程淹水，水位保持3 cm左右。分別于移栽前、苗期(移栽后15 d)和分蘗期(移栽后45 d)采集盆栽水稻土壤樣品及于分蘗期采集整盆水稻樣品備用。

1.3 測定項目及方法

參照鮑士旦[17]的方法測定土壤基本理化性質(zhì)，土壤pH采用酸度計進行測定(土水比1.0∶2.5)；土壤鐵錳氧化物含量參照魯如坤[18]的方法測定，分別以焦磷酸鈉、草酸銨和DCB法提取土壤中絡(luò)合態(tài)鐵錳、無定形態(tài)鐵錳氧化物和游離態(tài)鐵錳氧化物，采用火焰原子光譜法測定鐵和錳含量；土壤砷形態(tài)采用Wenzel等[19]的五步連續(xù)提取法進行分級，取各形態(tài)待測液采用原子熒光光譜法測定砷含量。水稻植株地上部砷含量測定：采用HNO3溶液進行微波消煮后以原子熒光光譜法進行測定。植株地上部生物量以分蘗期地上部鮮重計。

1.4 統(tǒng)計分析

試驗數(shù)據(jù)采用Excel 2010進行統(tǒng)計和制作圖表，以SPSS 19.0進行差異顯著性和相關(guān)性分析。

2 結(jié)果與分析

2.1 不同鐵錳施用量對土壤pH的影響

由表1可知，在水稻移栽前、苗期和分蘗期，所有鐵錳處理的土壤pH均顯著低于對照(P<0.05，下同)，且土壤pH總體上隨著鐵和錳施用量的增加呈降低趨勢。說明施用鐵和錳后，硫酸鐵和硫酸錳的水解可顯著降低砷污染水稻土的pH。

表1 不同鐵錳施用量對水稻不同生育期土壤pH的影響

表2 不同鐵錳施用量對水稻不同生育期土壤鐵錳氧化物含量的影響

2.2 不同鐵錳施用量對土壤鐵錳氧化物含量的影響

由表2可知，施錳可顯著提高苗期和分蘗期水稻土中各種形態(tài)錳氧化物含量，且錳氧化物含量隨著錳施用量的增加而提高；在相同施錳水平下，與單獨施錳(Mn400Fe0和Mn800Fe0)處理相比，同時施鐵(Mn400Fe400和Mn800Fe400)處理可顯著提高土壤中的絡(luò)合態(tài)錳含量。施鐵(Mn0Fe400)可提高土壤中各形態(tài)鐵氧化物含量，其中，苗期土壤中絡(luò)合態(tài)鐵和無定形態(tài)鐵氧化物、分蘗期土壤中絡(luò)合態(tài)鐵含量顯著高于對照；在相同施鐵水平下，與單獨施鐵(Mn0Fe400)處理相比，同時施錳(Mn400Fe400和Mn800Fe400)處理總體上有降低分蘗期土壤中游離態(tài)鐵氧化物含量、提高土壤中絡(luò)合態(tài)鐵和無定形態(tài)鐵氧化物含量的趨勢，但差異不顯著(P>0.05，下同)。說明施用的鐵和錳在土壤中可轉(zhuǎn)化為土壤鐵錳氧化物并對游離錳具有吸附作用。

2.3 不同鐵錳施用量對土壤砷形態(tài)的影響

由表3可知，與對照相比，所有施用鐵和錳處理均能顯著降低苗期和分蘗期水稻土中的非專性吸附態(tài)砷含量；除苗期Mn400Fe0處理的專性吸附態(tài)砷含量低于對照但差異不顯著外，其他施用鐵和錳處理均可顯著降低苗期和分蘗期土壤中專性吸附態(tài)砷含量。說明施用鐵和錳可降低砷污染水稻土中砷的有效性。

從表3可看出，在單一施用鐵和錳的3個處理中，Mn400Fe0處理的土壤無定形氧化鐵結(jié)合態(tài)砷含量在苗期顯著高于對照，在分蘗期低于對照但無顯著差異；Mn0Fe400處理的土壤無定形氧化鐵結(jié)合態(tài)砷含量在苗期低于對照但差異不顯著，在分蘗期則顯著降低；Mn800Fe0處理的土壤無定形氧化鐵結(jié)合態(tài)砷含量在苗期和分蘗期均顯著低于對照；復合施用鐵錳處理(Mn400Fe400和Mn800Fe400)的土壤無定形氧化鐵結(jié)合態(tài)砷含量在苗期和分蘗期與對照均無顯著差異，土壤鐵/鋁水合氧化物結(jié)合態(tài)砷含量在苗期顯著高于對照，在分蘗期則無顯著差異，而單一施用鐵(Mn0Fe400)和錳(Mn400Fe0和Mn800Fe0)處理的土壤鐵/鋁水合氧化物結(jié)合態(tài)砷含量在苗期和分蘗期與對照均無顯著差異。說明不同鐵和錳施用量對土壤無定形氧化鐵結(jié)合態(tài)砷和鐵/鋁水合氧化物結(jié)合態(tài)砷的影響存在差異，其中單一施用鐵和錳對無定形鐵氧化結(jié)合態(tài)砷的影響較大，復合施用鐵錳對鐵/鋁水合氧化物結(jié)合態(tài)砷的影響較大。

從表3 還可看出，除Mn400Fe0處理外，其他4個施錳或施鐵處理水稻苗期土壤的殘渣態(tài)砷含量均高于對照，其中，Mn0Fe400和Mn800Fe400處理顯著高于對照；除Mn800Fe0處理外，其他4個施用鐵和錳處理均可顯著提高分蘗期水稻土壤的殘渣態(tài)砷含量。說明施用鐵和錳可促進砷污染水稻土中砷的形態(tài)向殘渣態(tài)轉(zhuǎn)變，減少土壤中的有效態(tài)砷含量。

表3 不同鐵錳施用量對苗期和分蘗期水稻土壤不同形態(tài)砷含量的影響

圖柱上不同小寫字母表示差異顯著(P<0.05)，下同 Different lowercase letters on the bar represented significant difference(P<0.05)，the same as below圖1 不同鐵錳施用量對水稻地上部砷含量的影響Fig.1 Effects of different amounts of iron and manganese on arsenic content in rice overground

2.4 不同鐵錳施用量對分蘗期水稻地上部砷含量的影響

從圖1可看出，與對照相比，Mn400Fe0、Mn800Fe0、Mn0Fe400、Mn400Fe400和Mn800Fe400處理的分蘗期水稻地上部砷含量分別顯著降低85.9 %、83.2 %、82.8 %、86.3 %和92.1 %；Mn800Fe400處理的分蘗期水稻地上部砷含量顯著低于其他4個施用鐵錳處理。說明施用鐵和錳可顯著降低分蘗期水稻的地上部砷含量，其中復合施用鐵錳的效果更佳。

2.5 不同鐵錳施用量對分蘗期水稻地上部生物量的影響

由圖2可看出，Mn400Fe0、Mn800Fe0、Mn0Fe400、Mn400Fe400和Mn800Fe400處理的分蘗期水稻地上部鮮重分別顯著高于對照92.52 %、171.71 %、177.89 %、170.89 %和41.63 %；Mn400Fe0處理的地上部鮮重顯著低于Mn800Fe0、Mn0Fe400和Mn400Fe400處理，Mn800Fe400處理的地上部鮮重顯著低于其他鐵和錳施用量處理。說明施用鐵和錳可提高砷污染土壤的水稻地上部生物量，促進其地上部生長。

圖2 不同鐵錳施用量對水稻地上部生物量的影響Fig.2 Effects of different application amounts of iron and manganese on aboveground biomass of rice

2.6 各指標的相關(guān)性分析結(jié)果

由表4可知，水稻地上部砷含量與土壤非專性吸附態(tài)砷、專性吸附態(tài)砷含量和pH呈極顯著正相關(guān)(P<0.01，下同)，與殘渣態(tài)砷含量呈極顯著負相關(guān)。以地上部砷含量為因變量，以土壤中各形態(tài)砷和pH為自變量進行逐步回歸分析，得出影響地上部砷含量的最優(yōu)回歸方程：地上部砷含量=-1502.115+307.553×pH-8.872×殘渣態(tài)砷含量(F=42.857，P<0.01)?？梢?，影響水稻地上部砷含量的主要因子是pH和殘渣態(tài)砷含量。

為了查明影響土壤殘渣態(tài)砷含量的主要因子，對殘渣態(tài)砷含量與pH和各形態(tài)鐵錳氧化物含量進行相關(guān)性分析，結(jié)果(表5)表明，殘渣態(tài)砷含量與絡(luò)合態(tài)鐵含量呈極顯著正相關(guān)，與pH呈顯著負相關(guān)。以殘渣態(tài)砷含量為因變量，以土壤中各形態(tài)鐵和錳氧化物含量及pH為自變量進行逐步回歸分析，得出影響殘渣態(tài)砷含量的最優(yōu)回歸方程：殘渣態(tài)砷含量=-20.491+0.054×絡(luò)合態(tài)鐵含量(F=13.831，P<0.01)?？梢姡绊憵堅鼞B(tài)砷含量的主要因子是絡(luò)合態(tài)鐵含量。

表4 水稻地上部砷含量與土壤pH和不同形態(tài)砷含量的相關(guān)性分析結(jié)果

表5 土壤殘渣態(tài)砷含量與各形態(tài)鐵錳氧化物含量的相關(guān)性分析結(jié)果

3 討 論

氧化鐵和氧化錳是土壤氧化物中最活躍的成分，土壤中鐵錳氧化物由于具有較大的比表面積和較強的表面化學活性而對重金屬產(chǎn)生強大的吸附和固定作用，從而影響重金屬的遷移和轉(zhuǎn)化[20]。氧化錳能在很寬的pH范圍內(nèi)迅速將As(III)氧化成As(V)，從而增強氧化鐵對砷的吸附[21-22]。Saha等[23]、Sakata和Masahiro[24]研究認為，土壤中砷的吸附固定量與草酸鹽可提取的鐵(即無定形鐵氧化物)和連二亞硫酸鹽可提取的鐵(即總鐵氧化物)的量密切相關(guān)。本研究中，施用鐵可顯著提高砷污染水稻土的絡(luò)合態(tài)鐵和無定形態(tài)鐵氧化物含量，施用錳可顯著提高砷污染水稻土的各形態(tài)錳氧化物含量，表明施用鐵和錳可促進砷污染水稻土中鐵錳氧化物的形成，為促進土壤對砷的吸附固定創(chuàng)造條件。

對于砷的生物有效性及毒性而言，土壤中砷的賦存形態(tài)比土壤中砷的總量顯得更重要[25-26]。土壤砷形態(tài)影響植物對砷的吸收，其中非專性吸附態(tài)砷是最容易被吸收和利用的形態(tài)，其次是專性吸附態(tài)砷，而殘渣態(tài)砷最難以被吸收利用[19]。在酸性條件下，土壤膠體表面的正電荷增多，對帶負電荷的砷酸根和亞砷酸根的吸附能力增強，相反，堿性條件下土壤膠體對砷酸根和亞砷酸根的吸附能力減弱，會釋放更多有效態(tài)砷[27]。鐘松雄等[28]研究表明，土壤氧化—還原電位(Eh)下降和pH提高有利于砷的釋放，且土壤Eh進一步降低和pH提高時，砷的釋放速率增大。本研究中，施用鐵錳均可降低土壤非專性吸附態(tài)砷和專性吸附態(tài)砷含量，顯著增加土壤殘渣態(tài)砷含量，降低砷的遷移能力和生物有效性。

本研究的相關(guān)性分析結(jié)果表明，土壤砷賦存形態(tài)的改變是減少水稻地上部砷含量的主要原因，pH、非專性吸附態(tài)砷、專性吸附態(tài)砷含量與水稻地上部砷含量呈極顯著正相關(guān)，而殘渣態(tài)砷含量與水稻地上部砷含量呈極顯著負相關(guān)；回歸方程分析結(jié)果顯示，pH和殘渣態(tài)砷含量是影響水稻地上部砷含量的主要因子，進一步說明施用鐵和錳后土壤pH和砷生物有效性降低是水稻地上部砷累積減少的原因。Xu等[29]研究表明，兩種水稻土中添加錳氧化物后其砷的氧化均增加，砷向孔隙水中的遷移量減少，稻谷和稻草中砷濃度均顯著降低。本研究中，殘渣態(tài)砷含量與pH呈顯著負相關(guān)，與絡(luò)合態(tài)鐵含量呈極顯著正相關(guān)，回歸方程分析結(jié)果顯示影響殘渣態(tài)砷含量的主要因子是絡(luò)合態(tài)鐵含量，說明施用鐵和錳后絡(luò)合態(tài)鐵含量的提高可降低土壤中砷的有效性，從而間接減少水稻地上部砷的累積。

4 結(jié) 論

外源施用鐵和錳可促進砷污染水稻土中鐵錳氧化物形成及對砷的固定，改變土壤中砷的賦存形態(tài)，非專性吸附態(tài)砷和專性吸附態(tài)砷的含量顯著下降，殘渣態(tài)砷含量顯著提高，從而降低土壤中砷的有效性，降低水稻地上部砷含量。