錳對土壤砷形態轉化及水稻吸收砷的影響

徐梅華，顧明華，王騁臻，雷靜，韋燕燕，沈方科

1.廣西大學農學院，廣西 南寧 530004；2.廣西大學農牧產業發展研究院，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人類神經系統、呼吸系統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，降低稻米中砷質量分數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如有機質、pH、粘粒質量分數、鐵、錳等因素密切相關（Li et al.，2014；Sarwar et al.，2021），土壤中砷形態對于評估水稻土中砷的生物有效性至關重要（Rahman et al.，2017），研究水稻土中砷的形態轉化、遷移及其影響因素，對水稻吸收砷的調控及指導水稻安全生產具有重要意義。

鐵（Iron，Fe）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，影響重金屬在土壤中的形態和生物毒性（Wang et al.，2019；Maguffin et al.，2020）。無定形（非晶質）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量分數可以在一定程度上反映鐵氧化物活性的轉變（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、去晶質鐵氧化物土壤和未處理土壤進行As(V) 的吸附實驗，發現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性質，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制對砷形態有重要影響。

利用鐵錳或者鐵錳與生物質炭等材料聯合進行土壤重金屬的污染控制與修復研究近年來備受人們關注，現有報道揭示了鐵錳氧化物在土壤重金屬污染修復上的作用機制及應用潛力（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，自然土壤的砷形態與外源添加砷形態存在差異（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的影響及其相互作用機制可以為田間利用鐵錳氧化物進行砷污染土壤治理提供理論指導和技術支持。本研究利用自然土壤進行盆栽試驗，研究土壤中錳質量分數對鐵錳氧化物和砷形態轉變的影響，揭示錳影響砷從土壤向水稻遷移的機制，為基于鐵錳氧化物的稻田砷污染修復策略提供理論支持。

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%質量分數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量分數差異較大、總鐵質量分數、有機質質量分數和pH接近，總砷質量分數較高的2種土壤。參考鮑士旦方法（鮑士旦，2013）測定土壤相關性質。土壤的相關性質如表1。

表1 供試土壤相關性質Table 1 Related properties of tested soils

1.2 試驗方案

1.2.1 試驗設計

低錳和高錳的2種自然土壤風干后過18目篩（孔徑為1.00 mm），將2種土壤按一定的比例進行混合均勻，得到5種不同錳質量分數梯度的供試土壤進行盆栽試驗。處理編號及土壤錳質量分數分別為 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），每個處理設置 4 個重復，共20盆。每盆共裝土8 kg，其中，取1.5 kg置于3個300目的尼龍網內，在每個網袋內種植水稻，采樣時采集整個網袋內土壤。

1.2.2 水稻種植與管理

盆栽試驗于廣西大學農學院溫室大棚進行，盆栽所用容器規格為高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，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

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

參考魯如坤方法（魯如坤，1999）進行樣品提取。無定形鐵錳氧化物的提取：準確稱取上述過篩的土壤樣品0.5 g（準確至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中以3000 r·min?1的轉速離心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量濃度，計算土壤中的鐵錳質量分數。鐵質量分數乘以1.43（由鐵換算成三氧化二鐵的系數）得到鐵氧化物質量分數，錳質量分數乘以1.58（由錳換算成二氧化錳的系數），采用同樣的方法計算游離鐵錳氧化物的質量分數。

游離氧化鐵錳氧化物的提取：準確稱取過上述過篩的土壤樣品0.5 g（準確至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，繼續水浴 15 min，期間不斷振蕩，待冷卻后，以 3000 r·min?1的轉速離心6 min，上清液傾入250 mL容量瓶中，此過程重復 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量濃度，計算土壤中的鐵錳質量分數。

土壤砷形態分級的提取及測定：非專性吸附態砷、專性吸附態砷、無定形鐵氧化物結合態砷、晶體鐵氧化物結合態砷的提取參考 Wenzel方法（Wenzel et al.，2001），殘渣態砷的提取參考國家標準《土壤中總砷的測定》（GB/T 22105.2—2008），土壤砷形態提取的樣品進行離心的轉速均為 4000 r·min?1，離心 15 min。準確稱取上述過篩的土壤樣品1 g（準確至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。無定形鐵氧化物結合態砷（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。晶體鐵氧化物結合態砷（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體積單位優級純硝酸加入3體積單位優級純鹽酸中，混合后加入4體積單位水中），沸水浴2 h后，定容，過濾待測。使用原子熒光形態分析儀測定提取液砷的質量濃度。

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，乙酸鈉溶液質量濃度為100 g·L?1，鄰菲啰啉溶液質量濃度為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) 質量濃度。直接用原子熒光分光光度計測定樣品As(Ⅲ) 質量濃度。

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量分數測定的影響（Liu et al.，2008）。將經DCB法清洗后的水稻根以及水稻地上部分在105 ℃殺青20 min，65 ℃烘至恒定質量后，稻谷經脫殼機脫殼后得到稻米。水稻根、莖、葉和稻米經高速粉碎機粉碎為粉末樣品后，參考《食品中總砷及無機砷的測定》（GB 5009.11—2014）進行樣品處理和測定。稱取樣品0.2 g，加入5 mL優級純硝酸進行微波消煮，消解時每40個樣品設置樣品空白3個和標準物質2個（GBW 10185大米生物成分分析標準物質）用于質量控制。趕酸后將液體轉移至25 mL容量瓶，定容，過濾后使用原子熒光形態分析儀測定樣品的砷質量濃度。通過生物富集系數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 (Bioconcentration Factor, BCF)=水稻各部位砷質量分數/土壤總砷質量分數。

1.5 數據統計分析

使用IBM SPSS 19.0對數據進行單因素方差分析（Duncan檢驗）和相關性分析（皮爾遜相關性分析）；使用Origin 2018和Excel 2010進行圖表繪制。

2 結果與分析

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表現為隨著土壤錳質量分數的增加呈上升趨勢，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隨土壤錳質量分數增加呈升高趨勢，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、錳氧化物和游離態錳氧化物均隨著土壤中錳質量分數的增加而增加，而游離態鐵氧化物質量分數隨著土壤中錳質量分數的增加而減少。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鐵氧化物、錳氧化物質量分數整體呈增加趨勢，其中Mn2、Mn3、Mn4處理在抽穗期略有減少，成熟期Mn1—Mn5處理土壤無定形態鐵氧化物、錳氧化物質量分數分別比分蘗期增加11.9%、13.1%、16.3%、8.9%、40.5%和3.6%、7.1%、3.9%、7.8%、35.7%，土壤錳質量分數高的Mn5處理土壤中無定形態鐵氧化物、錳氧化物質量分數增幅遠大于其他處理；而土壤中游離態錳氧化物質量分數變化不大，游離態鐵氧化物質量分數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鐵、錳氧化物質量分數的影響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鐵、錳氧化物質量分數的影響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均以晶質鐵氧化物結合態砷和殘渣態砷為主，土壤中非專性吸附態砷的比例最低。隨土壤錳質量分數增加，各時期土壤非專性吸附態砷質量分數占總砷質量分數的比例顯著降低；水稻抽穗期和成熟期土壤專性吸附態砷的質量分數占總砷的質量分數的比例降低，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合態砷的質量分數占總砷質量分數的比例隨著土壤錳質量分數增加而升高，成熟期各處理差異不大；水稻分蘗期和抽穗期土壤晶質鐵氧化物結合態砷質量分數占總砷質量分數的比例隨著土壤錳質量分數增加而升高，殘渣態砷的質量分數占總砷質量分數的比例。隨著土壤錳質量分數增加而降低，水稻成熟期時土壤晶質鐵氧化物結合態砷的質量分數占總砷的質量分數的比例，隨著土壤錳質量分數增加而降低，殘渣態砷的比例隨著土壤錳質量分數增加而升高。

圖5 不同處理對分蘗期土壤各砷形態質量分數的影響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質量分數的影響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質量分數的影響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砷質量分數占總砷質量分數比例的影響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，土壤非專性吸附態砷質量分數呈增加趨勢，增加比例為100.0%—325.0%；Mn1、Mn2、Mn3處理的土壤專性吸附態砷質量分數分別增加了 33.7%、31.4%、16.7%，而Mn4、Mn5處理的土壤專性吸附態砷分別減少了0.7%、10.2%；從水稻分蘗期到成熟期，無定形鐵氧化物結合態砷質量分數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合態砷質量分數增加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合態砷質量分數比分蘗期減少3.0%；從水稻分蘗期到成熟期，Mn3、Mn4和Mn5處理的土壤殘渣態砷質量分數增加，其余處理減少。此外，從水稻分蘗期到成熟期，Mn1處理的土壤晶質鐵氧化物結合態砷和殘渣態砷共減少了 2.7%，而 Mn2—Mn5處理的晶質鐵氧化物結合態砷和殘渣態砷質量分數共增加了6.3%—14.0%。

圖8 不同處理對土壤各砷形態質量分數隨時間變化的影響Figure 8 Effects of different treatments on the variation of As speciation mass fraction with time in soils

由表3可知，土壤非專性吸附態砷質量分數與無定形錳氧化物、游離錳氧化物質量分數呈極顯著負相關，無定形鐵氧化物結合態砷質量分數、晶質鐵氧化物結合態砷質量分數與無定形鐵氧化物質量分數、無定形鐵氧化物質量分數、游離錳氧化物質量分數呈顯著或極顯著正相關，與游離鐵氧化物質量分數呈顯著負相關；殘渣態砷質量分數與無定形錳氧化物質量分數、游離錳氧化物質量分數呈顯著正相關。

表3 土壤砷形態質量分數與土壤鐵錳氧化物質量分數相關性分析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)濃度隨著土壤錳質量分數增加而降低。從分蘗期到成熟期，土壤孔隙水Fe(Ⅱ) 濃度降低，土壤錳質量分數較低的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) 質量濃度與專性吸附砷質量分數呈極顯著正相關，與土壤無定形鐵氧化物結合砷、晶質鐵氧化物結合砷質量分數呈負相關關系，土壤孔隙水的 As(III) 質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值呈極負相關關系（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量分數的影響

由圖10、11可知，水稻植株不同部位砷質量分數的高低順序為：根>下部葉>莖>上部葉>籽粒。水稻各時期根、莖、葉的總砷的質量分數隨著土壤錳質量分數的增加而降低，其中，Mn5處理顯著低于Mn1處理。水稻籽粒砷質量分數隨著土壤錳質量分數的增加而顯著降低，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、籽粒的砷富集系數隨著土壤錳質量分數的增加而降低。

圖10 不同處理對水稻上部葉、下部葉、莖、根砷質量分數的影響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量分數的影響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、葉的砷質量分數與土壤中非專性吸附砷質量分數極顯著正相關，與無定形鐵氧化物結合砷質量分數呈極顯著負相關，水稻葉砷質量分數與土壤專性吸附砷呈極顯著負相關；水稻籽粒砷質量分數與土壤中非專性吸附砷質量分數極顯著正相關，與無定形鐵氧化物結合砷質量分數、殘渣砷質量分數顯著、極顯著負相關。

3 討論

錳氧化物作為環境中重要的氧化劑，影響著砷價態的變化。砷在自然界中具有多種價態，其中以As(III)的毒性最大。較低的土壤Eh會導致砷污染土壤中負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）。淹水會導致土壤 Eh逐漸下降，隨后穩定在錳氧化物發生還原的值范圍內，只有當大部分或全部錳氧化物被還原時，Eh才能繼續下降，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，稻谷和秸稈中砷質量分數都顯著降低（Xu et al.，2017）。外源錳可以促進Eh上升（顧明華等，2020）。研究發現，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，當存在氧空位缺陷時，不僅能夠促進 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量分數增加，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量分數增加而減少，表明長時間淹水情況下，錳質量分數高的自然土壤與外源錳一樣，可以提高土壤Eh，延緩淹水導致的土壤Eh下降。相關分析（表4）得出Eh與孔隙水As(III) 質量濃度呈極顯著負相關，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) 的質量濃度明顯低于Mn1和Mn2處理（圖9），證明錳質量分數高的土壤Eh值升高是減少孔隙水中As(III) 質量濃度的主要原因之一。

表4 土壤孔隙水As(III) 質量濃度與土壤砷形態質量分數相關性分析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 水稻各部位砷質量分數與土壤中各形態砷質量分數的相關性分析Table 5 Correlation analysis between As mass fraction in different parts of rice and As mass fraction in soils

錳循環影響鐵錳氧化物形態從而對砷形態產生影響。土壤中 Mn(II/III)/Mn(IV) 與 Fe(II)/Fe(III)具有類似的氧化還原性質，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，錳體系的標準氧化還原電位絕大多數比鐵高，因此Mn(IV) 能夠將Fe(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、錳氧化物形態發生轉化，淹水可使土壤中無定形鐵氧化物的質量分數顯著增加，而土壤落干可使無定形鐵氧化物轉化為結晶鐵氧化物（陳家坊等，1983）。不同形態的鐵錳氧化物對砷的吸附能力存在差異，與結晶態鐵氧化物相比，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）。本研究發現隨著水稻種植時間的推移，土壤中的無定形鐵氧化物、錳氧化物質量分數呈增加趨勢，錳質量分數高的Mn5處理增加幅度高于其他處理，而游離態鐵氧化物減少（圖3），表明在長時間淹水種植水稻條件下土壤中可能發生了晶質鐵錳氧化物的活化導致無定形鐵氧化物、錳氧化物增加。隨著土壤錳質量分數增加，土壤孔隙水Fe(Ⅱ) 質量濃度降低（圖9），土壤中無定形鐵氧化物質量分數增加，表明土壤中較高質量分數錳可以促進土壤孔隙水Fe(Ⅱ) 氧化，促進了無定形鐵氧化物形成。有研究發現，錳氧化物可以將As(III) 氧化為As(V)，鐵氧化物質量分數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制將土壤中 As(Ⅲ)氧化和固定，減少了砷對環境的危害（Zhang et al.，2021）。本研究發現在水稻3個時期檢測的Mn4和Mn5處理的無定形鐵氧化物結合態砷明顯高于另外3種處理，晶質鐵氧化物結合態砷除成熟期外，其余2個時期明顯高于另外3種處理（圖8），這2種形態砷質量分數與無定形鐵氧化物質量分數呈極顯著正相關，此外，孔隙水As(III) 質量濃度與無定形鐵氧化物質量分數呈極顯著負相關，表明土壤中高質量分數的錳可以促進無定形態鐵氧化物形成，新形成的鐵氧化物對砷產生吸附和共沉淀作用，促進土壤中的砷向更為穩定無定形鐵氧化物結合態砷和晶質鐵氧化物結合態砷轉移。同時，相關分析發現孔隙水As(III)質量濃度和無定形錳氧化物、游離態錳氧化物質量分數呈極顯著負相關，表明新形成的錳氧化物也同時對砷產生吸附和共沉淀作用，減少了孔隙水As(III) 質量濃度。

對于砷的生物有效性及毒性而言，土壤中砷的存在形態比土壤中砷總量顯得更為重要。土壤中砷的主要存在形態為 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），水稻非專性吸附態砷和專性吸附態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系（杜艷艷等，2017），非專性吸附態砷和專性吸附態砷與無定形鐵氧化物結合態砷、晶質鐵氧化物結合態砷、殘渣態砷相比，更容易被水稻吸收利用（Niazi et al.，2011）。本研究中隨著錳質量分數的增加，籽粒砷質量分數和富集系數、孔隙水As(III) 質量分數顯著減少、土壤非專性吸附態砷和專性吸附態砷質量分數降低、分蘗期和抽穗期的無定形鐵氧化物結合態砷質量分數提高，成熟期殘渣態砷質量分數提高，水稻不同部位砷質量分數均與土壤非專性吸附態砷質量分數呈極顯著正相關，與無定形鐵氧化物結合態砷質量分數呈極顯著負相關，籽粒砷質量分數與殘渣態砷質量分數呈顯著負相關。表明高錳質量分數的處理通過提高 Eh減少了 As(III) 質量分數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量分數和富集系數減少。

4 結論

不同處理土壤中砷形態質量分數及其比例存在差異，土壤中的錳可影響土壤砷形態的轉化。隨著土壤錳質量分數的增加，土壤中高質量分數的錳可延緩土壤Eh下降，促進Fe(II) 氧化，形成更多無定形態鐵氧化物，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性高的非專性吸附態砷的比例，有效地減少土壤孔隙水中 As(III) 的質量分數，降低土壤砷的有效性從而減少水稻對砷的吸收。