硫素对土壤砷生物有效性与水稻吸收的影响研究

2018-08-02邹丽娜戴玉霞邱伟迪赵佳伟唐先进施积炎徐建明

农业环境科学学报 2018年7期

邹丽娜，戴玉霞，邱伟迪，张舒，赵佳伟，唐先进*，施积炎，徐建明

（1.浙江大学环境与资源学院，杭州 310058；2.上海科翎检验技术有限公司，上海 200123；3.浙江工业大学环境学院，杭州310032）

砷（As）是环境中无处不在的有毒类金属。土壤中的As主要是由地质和人为活动产生，人类活动包括金属开采和冶炼，含As农药、除草剂、木材防腐剂、食品添加剂等的使用，以及As污染水灌溉。美国环境保护署（EPA）将As列为有效的人类致癌物，并且是造成严重健康问题的主要原因[1-2]。粮食作物，特别是水稻，是世界上一半人口的主食，也是As的主要来源[3-4]。在孟加拉国、印度、中国、韩国和泰国等亚洲国家，由于水稻具有从土壤和灌溉用水中吸收As的特殊能力，而使从大米饮食中摄入As的量显著增加[5-7]。因此，As从土壤迁移到植物系统是一个值得关注的严重问题。

硫（S）是土壤中重要的生源要素，在调节植物生长和发育方面扮演着重要角色。近年来，我国部分地区土壤缺S逐渐严重，硫素成为继氮、磷、钾之后的第四大肥料，在农业中的应用逐渐被重视[8]。硫进入稻田土壤后可以影响土壤氧化还原电位（Eh）、pH等，主要是由于无机硫从-2价到+6价的氧化还原状态的改变[9]，进而影响重金属的氧化还原过程。硫素添加对环境中As的迁移转化的影响目前已有一些研究。有研究表明，地下水中硫酸盐还原产生的硫化物可以固定As或者与铁共同作用固定As，表明硫酸盐可以有效调控地下水的As污染[10]。Li等[11]利用同位素分析发现地下水中硫酸盐和As浓度具有较好的相关关系，推断硫酸盐在As的形态转化过程中发挥了重要作用。在稻田土壤中，由于存在丰富的铁（Fe），S、Fe和As的生物地球化学循环更为复杂[12]。有研究对不同浓度水溶态Fe、As条件下，FeS及As2S3存在比例进行了研究，结果表明，As可以与H2S形成As2S3沉淀，而当溶液中的Fe2+浓度较高时，可以将产生的H2S消耗掉，从而减少As与H2S之间的反应[13]。此外，S和Fe的氧化还原产物也会介导非生物的As氧化还原。因此，S、Fe存在的情况下，As的形态及移动性受到了很多因素的影响，其化学及微生物机制由于其复杂性并没有完全清楚。

因此，本试验通过对添加As污染土壤施加硫素，采集全生育期土壤溶液和成熟期水稻植株样品，分析硫素添加对As移动性及生物有效性的影响，最终考察硫素添加对水稻吸收和累积As的影响。

1 材料与方法

1.1 供试土壤与实验设计

本实验供试土壤为添加As的污染土，土壤采自浙江省湖州市安吉县水稻土表层（0～20 cm），该土壤本底As浓度为（20.26±2.15）mg·kg-1。在土壤中添加50 mg·kg-1的As（以Na3AsO4的形式），采用喷雾法将Na3AsO4·12H2O溶液喷洒至土壤中，使得重金属溶液与土壤混合均匀，保持20%的添加水量，再将土壤放至人工气候室（相对湿度60%～70%，白天25℃16 h，夜晚20℃8 h）老化一个月，保持恒定的湿度和温度，经老化后的土壤待用。土壤为粉砂质粘壤土，老化后土壤的pH 4.83，有机质 5.23%，总As 69.01 mg·kg-1，总Fe 22.5 g·kg-1。

本试验采用聚氯乙烯（PVC）桶（高30 cm×直径13 cm）进行水稻种植，每个桶中装有一个根际袋（300目，高15 cm×直径8 cm），用于区分根际与非根际土壤。每桶土称重2.5 kg（以干重记）。设3种硫素处理：对照（CK）、单质硫（S）、硫酸钠（NS），添加浓度为0、50、150 mg·kg-1，以 CK、50S、150S、50NS及 150NS表示。硫素以固体形式在培养最初采用逐级扩大法添加在土壤中，充分混匀后装入种植桶。每种施肥处理均分别设置不种苗对照及灭菌对照，每个处理设置3个重复。灭菌处理中添加了0.07%的NaN3溶液，NaN3作为一种呼吸抑制剂可以抑制微生物活动。在每个桶的中部土壤5 cm深处分别埋入一个自制的土壤溶液采样器，包括一根硅胶软管，底部连接一个白玉气石，培养示意图如图1。在整个实验过程中保持采样器位置不动，从而保证无扰动的原位采样。种植水稻的处理在根际袋中埋入自制土壤溶液采样器。全部处理安装完成后，在土壤中添加了含底肥的去离子水，底肥氮磷钾的施入量分别为P2O5[Ca（H2PO4）2]0.5 g·kg-1，N[CO（NH2）2]和 K2O（KCl）各0.2 g·kg-1。保持淹水高度约5 cm。待处理平衡一周后，进行水稻幼苗的移栽，并且每天补充水分。

1.2 水稻植株培养与样品采集

水稻植株培养：水稻种子采用中早39号（浙江省勿忘农集团有限公司），用自来水冲洗后，去除空壳，将剩余的种子于30%H2O2中消毒15 min，然后用去离子水洗净。将种子置于湿润的纱布上进行发芽，发芽两周后挑选长势相当的幼苗放入营养液中培养。在人工气候室中培养3周后，进行水稻移栽。

图1 水稻培养示意图Figure 1 Diagram of rice cultivation

土壤溶液采集：根据实验采用蠕动泵进行分段采样，采集的土壤溶液过0.45 μm的滤膜，每采集9 mL土壤溶液，加入1 mL 0.5 mol·L-1的盐酸溶液，以酸化土壤溶液。取样时间为一周一次，持续采集10周，并将采集液立刻避光冷藏，-20℃冰箱保存，防止高温下土壤溶液中的物质氧化。

土壤采集：小心地取出根际袋，取下粘附在根上的土壤作为根际土。无植物处理作为非根际土，灭菌处理作为无生物对照。避开土壤溶液取样器所在位置。先取一袋土，在自封袋中混合均匀后，分成两份，置于-70℃冰箱待测。

水稻样品采集：收获水稻根、茎、叶、穗。水稻根部用自来水将泥土冲洗干净后再用去离子水洗净。水稻生长特征测量包括生物量、植物株高。将水稻用吸水纸擦去表面水后测量鲜重。用毫米尺测量水稻株高。用不锈钢剪刀将水稻分成根、茎、叶、穗几部分，于-70℃冰箱保存待测。

1.3 样品分析

土壤溶液中的Fe：在采集土壤溶液的同时，迅速取适量过0.45 μm滤膜的土壤溶液，采用邻菲罗啉比色法进行Fe（Ⅱ）的测定。分别加入5 mL 1 mol·L-1的乙酸钠及0.1%的邻菲罗啉溶液，显色30 min后定容至50 mL，在510 nm吸光度下测定。在溶液中加入10%盐酸羟胺溶液，显色定容测定总Fe，以此得到Fe（Ⅲ）含量。

土壤溶液中的As：采用原子荧光分光光度计法（AFS-9130，Beijing Jitian Instrument Company，China）测定土壤溶液中的总As。分别选取幼苗期（2W）、分蘖期（4W）、抽穗期（7W）、成熟期（10W）的土壤溶液进行As形态的测定。利用高效液相色谱与电感耦合等离子质谱（HPLC-ICP-MS NEXION300XX，PerkinElmer，Inc.，USA）进行测定。流动相为 8 mmol·L-1（NH4）2HPO4和 8 mmol·L-1NH4NO3（pH=6.2）的缓冲溶液。

土壤中As的连续提取：As连续提取方法主要用于提取非专性吸附态（F1）、专性吸附态（F2）、无定形铁氧化物态（F3）、晶体铁氧化物态（F4）及残渣态（F5）As[14]。准确称取1.000 g冷冻干燥后过100目筛的土壤于50 mL离心管中，具体操作如表1。提取后，采用原子荧光分光光度计测定不同As形态的含量。

根表胶膜提取液：根表胶膜采用ACA法进行提取[15]。称取适量鲜根，分别放入100 mL锥形瓶，向锥形瓶中加入ACA溶液，包括40 mL 0.3 mol·L-1柠檬酸钠、5 mL 10%乙酸钠及3 g抗坏血酸。在室温下（20～25℃）低速振荡3 h，将浸提液定容到100 mL容量瓶中，并用去离子水冲洗根3次，过滤待测。采用ICPOES（Icap 6300，Thermo，USA）进行 As、Fe和 S的测定。浸提后的根105℃杀青30 min，65℃烘箱中烘干至恒质量，称干质量。将水稻根研磨后待用。

植物样品中的总As：将冷冻干燥后的各部分植物磨成粉末，称取0.2 g植物样品于聚四氟乙烯消解管中，分别加入 5 mL HNO3、1 mL HF和 1 mL 30%H2O2，采用微波消解仪（MARS6，CEM Microwave Technology Ltd.，USA）进行消解，消解程序如下：1600 W条件下通过15 min加热至210℃，在此温度下保持30 min，然后15 min降温。消解的样品采用去离子水定容至25 mL，过滤后采用电感耦合等离子质谱（ICP-MS NEXION300XX，PerkinElmer，Inc.，USA）测定As含量。加入标准物质[GBW07603（GSV-2）国家标准物质中心]进行消解质量控制，标准物质中的As含量为（1.25±0.15）mg·kg-1，分析得到的As含量为（1.32±0.01）mg·kg-1。

表1 土壤As连续提取方法操作步骤Table 1 Sequential fractionation scheme of As

1.4 数据分析

利用SPSS 22.0软件进行单因素方差分析（ANOVA），处理样品以及对照中不同数值之间的显著性差异分析通过Least significant difference（LSD）检测法进行测定。图表中的数据均为3个平行的平均值±标准差。

2 结果与分析

2.1 不同形态硫素对土壤溶液中Fe的影响

在实验过程中，所有处理均未检出Fe（Ⅲ）。在土壤溶液中，淹水开始的前3周，Fe（Ⅱ）浓度在所有处理中都呈上升趋势。图2A显示了5个处理下根际土壤溶液中Fe（Ⅱ）浓度的变化。根际土壤溶液中Fe（Ⅱ）的浓度变化可以分为3个阶段：前3周Fe（Ⅱ）的浓度有一定程度的增加；3～5周时Fe（Ⅱ）浓度降低；5～10周为稳定阶段。从第3周开始，CK处理土壤溶液中的Fe（Ⅱ）相对其他处理均较高，不同形态硫素的添加降低了根际土壤溶液中Fe（Ⅱ）的浓度。结合图3A发现，从分蘖期（4W）开始，随着硫素的添加，Fe（Ⅱ）均有一定程度的降低，抽穗期（7W）时，硫素添加均显著降低了土壤溶液中Fe（Ⅱ）的浓度。成熟期（10W）硫酸钠的添加显著降低土壤溶液中的Fe（Ⅱ）。图2B显示了非根际土壤中Fe（Ⅱ）浓度的变化。与根际土壤溶液类似，非根际土壤前3周Fe（Ⅱ）的浓度有一定程度的增加；随后Fe（Ⅱ）浓度呈现一个曲折下降的过程，并趋于平稳。5周以后，50NS及150NS处理下Fe（Ⅱ）均低于CK处理，而50S及150S处理仍与CK处理相似。结合图3B可以看出，幼苗期（2W）和分蘖期（4W）硫素的添加均对Fe（Ⅱ）的浓度没有显著影响，而随着淹水时间的增加，不同浓度硫酸钠的添加显著降低了土壤溶液中Fe（Ⅱ）的含量，并且浓度越高，影响越大。总体来说，土壤溶液根际非根际变化趋势类似。图2C显示了灭菌处理土壤溶液中Fe（Ⅱ）的变化趋势，与不灭菌处理相比，呈现较大的差异。在整个培养过程中，前期土壤溶液中的Fe（Ⅱ）浓度呈现上升趋势，而在最后阶段处于稳定趋势。结合图3C可以发现，不同形态的硫素在灭菌处理下，变化趋势有一些差别。相比CK来说，150S处理Fe（Ⅱ）浓度先上升后下降，而150NS处理Fe（Ⅱ）浓度先下降后上升。

2.2 不同形态硫素对土壤溶液中As的影响

图2 整个水稻生长过程土壤溶液中溶解态Fe（Ⅱ）的变化（A：根际；B：非根际；C：灭菌）Figure 2 The Fe（Ⅱ）concentration of soil pore water under different treatments（A：rhizosphere，B：bulk，C：sterilization）

整个培养时期土壤溶液中根际、非根际、灭菌处理溶解态As的变化如图4所示。根际土壤溶液各个处理变化较不同，整个过程呈波动变化（图4A）。CK处理大致呈现先减少后增加并逐渐稳定的趋势。硫素的添加均在一定程度上降低了土壤溶液中总As的含量，其中50S与CK的变化趋势相似，而其他处理呈现大致的先减少后上升再减少的趋势。结合图5A可以发现，150S处理在4个不同时期均显著降低了土壤溶液中的溶解态As。幼苗期后，硫素的添加显著降低了土壤溶液中的溶解态总As，并且150 mg·kg-1的添加量与50 mg·kg-1相比显著降低，存在一个剂量效应。图4B显示了非根际土壤溶液中As的变化，CK处理呈现先升后降的变化趋势，硫素添加后一定程度上降低了非根际土壤溶液中溶解态As的浓度。硫素添加的处理呈现先降低，随后升高，后期又降低的趋势。结合图5B，在幼苗期和成熟期，硫素的添加并没有显著影响As，而在中间时期（分蘖期和抽穗期），硫素的添加显著降低了土壤溶液中的As。总体来说，非根际土壤溶液中的总As稍高于根际土。灭菌处理下的As与Fe（Ⅱ）的变化趋势一致，呈显著上升的趋势（图4C），硫素的添加反而在抽穗期显著增加了土壤溶液中的As（图5C）。

图3 土壤溶液中不同生育期Fe（Ⅱ）的变化（A：根际；B：非根际；C：灭菌）Figure 3 The Fe（Ⅱ）concentration of soil pore water under different treatments during the rice growing stage（A：rhizosphere，B：bulk，C：sterilization）

在植物种植过程中，植物优先选择吸收土壤溶液中游离态的As，并且不同形态As对植物造成的毒害不同，所以土壤溶液中As的含量和形态反映了其对植物的有效性和毒性，在一定程度上决定了As在植物中的累积。在本实验中，测定了4个不同生育期土壤溶液中的As形态，As（Ⅲ）和As（V）的含量随着生育期的延续呈现出不同的变化规律。图6显示了根际、非根际及灭菌处理中的As形态变化。根际、非根际环境下，不同处理均主要以As（Ⅲ）为主，其含量达到了总As的75.7%～93.5%。如图6A所示，根际土壤溶液中，硫素对As（Ⅲ）的影响与对总As的影响类似，在幼苗期后，高浓度单质硫和硫酸钠的添加显著降低了土壤溶液中的As（Ⅲ）。硫素的添加在水稻生长前期降低了土壤溶液中As（Ⅴ）的浓度，而在水稻生长后期影响减小。根际土壤溶液中的有机As占总As的1.5%～12.8%，硫素的添加一定程度上促进了As（Ⅲ）向As（Ⅴ）和有机As的转化。非根际土壤溶液中，As形态变化与根际土壤溶液相似（图6B）。所有处理幼苗期As（Ⅲ）的占比均高于其他时期，在低硫处理时（50 mg·kg-1），随着培养时间的增加，As（Ⅲ）的占比呈现出先下降后上升的趋势，而高硫处理时（150 mg·kg-1），As（Ⅲ）呈下降趋势。2周后，有机As的含量有一定的上升。灭菌处理中，2周时土壤溶液中的As浓度较低，主要以As（Ⅴ）为主，并且基本没有有机As出现（图6C）；随着培养时间的增加，土壤溶液中As（Ⅲ）的含量逐渐增加，到10周时各个处理中As（Ⅲ）均达到94%，有机As也有一些出现。硫素处理在灭菌条件下对土壤溶液中As形态的变化影响较小。

图4 整个水稻生长过程土壤溶液中溶解态总As的变化（A：根际；B：非根际；C：灭菌）Figure 4 The total As concentration of soil pore water under different treatments（A：rhizosphere，B：bulk，C：sterilization）

2.3 不同形态硫素对土壤As化学形态的影响

不同硫素处理下，土壤五步提取As含量及其比例如图7所示。因供试土壤为添加As的污染土壤，大部分的As主要以非专性吸附态、专性吸附态、无定形铁氧化物态的形式存在，约占总As的70%左右（图7）。其中无定型铁氧化物态As占总As的比例最高，大约在30.3%～43.9%。在根际土壤中（图7A和图7B），50S处理下土壤As化学形态变化较小，而150S、50NS及150NS处理下，土壤中的非专性吸附态、专性吸附态、无定形铁氧化物态、晶体铁氧化物态As均显著降低，而残渣态As显著升高，表明在根际土壤中，硫素的添加降低了生物有效性利用度较高的几种形态，促进了As向稳定态的转化。在非根际土壤中（图7C和图7D），硫素的添加一定程度降低了土壤中的非专性吸附态、专性吸附态As和残渣态As，显著增加了无定形铁氧化物态、晶体铁氧化物态As。与根际土壤相比，硫素的添加一定程度活化了残渣态As，使其向无定形铁氧化物态、晶体铁氧化物态As转化。在灭菌土壤中（图7E和图7F），随着硫素的添加，非专性吸附态As显著增加，这与根际、非根际土壤的变化趋势相反，专性吸附态As显著降低。低浓度硫素的添加降低了无定形铁氧化物态，而高浓度与CK类似。

2.4 不同形态硫素对水稻生长的影响

硫素添加对水稻生长具有一定的影响（图8）。图8A显示了硫素添加对水稻株高的影响，可以看出，硫素的添加对水稻地下部分的株高没有显著影响，而地上部分的高度均显著增加，150S和150NS处理分别使水稻地上部分的高度比CK增加了18.3%和10.7%，一定程度上促进了水稻地上部分的增长。硫素的添加对水稻鲜重具有一定的促进作用（图8B）。低浓度硫素的添加没有显著影响水稻根的鲜重，而高浓度硫素的添加显著增加了水稻根的鲜重，分别增加了31.6%（150S）和21.2%（150NS）。对水稻地上部鲜重来说，低浓度的硫素有一定的促进作用但没有达到显著水平，而高浓度硫素的添加显著增加了地上部鲜重，分别增加了18.5%（150S）和26.3%（150NS）。硫素的添加也显著增加了稻谷的产量。

图5土壤溶液中不同生育期总As的变化（A：根际；B：非根际；C：灭菌）Figure 5 The total As concentration of soil pore water under different treatments during the rice growing stage（A：rhizosphere，B：bulk，C：sterilization）

2.5 水稻不同部位对As的累积

图9 为不同土壤中硫素添加后水稻各部位中As累积的情况。在所有处理中，水稻根部的As含量最高。不同部位水稻As的累积量排序大致为根＞叶＞茎＞谷壳＞米粒。硫素添加对水稻根As的累积没有显著影响。单质硫的添加显著降低了水稻茎中As的累积，降低了28.8%（150S），而硫酸钠的添加没有显著影响。硫素添加显著降低了水稻叶中As的累积，并且硫酸钠的添加使水稻叶和茎的累积量发生了改变，CK处理中叶＞茎，而硫酸钠处理中叶≈茎。硫素的添加并没有对谷壳中的As产生影响。高浓度硫素的添加显著增加了水稻米粒中的As，高浓度的硫素处理下，水稻米粒中的As均达到1.72 mg·kg-1。

图6 土壤溶液中不同生育期As形态的变化（A：根际；B：非根际；C：灭菌）Figure 6 The As species of soil pore water under different treatments during the rice growing stage（A：rhizosphere，B：bulk，C：sterilization）

2.6 不同处理下水稻根表胶膜元素含量

根表胶膜采用ACA提取法进行提取，根表胶膜提取液中As、Fe和S的含量如表2所示。单质硫的添加显著增加了根表胶膜ACA提取态Fe的含量，硫酸钠的添加增加了ACA提取态Fe的含量但没有达到显著水平。不同硫素的添加均显著增加了ACA提取态As，根据表3可以发现，水稻根表胶膜ACA提取态As和ACA提取态Fe呈极显著正相关（r=0.831，P＜0.01）。硫素的添加显著增加了根表胶膜中的ACA提取态S，并且ACA提取态S与ACA提取态As（r=0.818，P＜0.01）和ACA提取态Fe（r=0.865，P＜0.01）均呈极显著正相关。

图7 不同形态硫素对不同处理土壤As化学形态的影响（A：根际砷含量；B：根际比例图；C：非根际砷含量；D：非根际比例图；E：灭菌砷含量；F：灭菌比例图）Figure 7 Distribution of As fractions in soil treated with different S（A：rhizosphere As concentration，B：rhizosphere As percentage，C：bulk As concentration，D：bulk As percentage，E：sterilization As concentration，F：sterilization As percentage）

2.7 相关关系分析

将根际土壤溶液、根际土壤化学形态与水稻吸收As进行相关性分析，考察影响水稻As吸收的因素。如表3所示，根表胶膜中的ACA提取态Fe和ACA提取态S均与水稻叶片中的As显著负相关。土壤溶液中的As也与水稻As吸收有一定的相关关系，土壤溶液中的总As与水稻米粒中的As显著负相关，As（Ⅲ）与水稻茎和叶中的As显著正相关。土壤中As的化学形态与水稻吸收As及土壤溶液中As和Fe（Ⅱ）的移动性也具有一定的显著相关关系。

图8 不同形态硫素对水稻株高和鲜质量的影响（A：水稻株高；B：水稻鲜重）Figure 8 The length and fresh weight of rice plant treated with different S（A：length，B：fresh weight）

图9 不同形态硫素对水稻不同部位As的影响Figure 9 As accumulation in different part of rice plant treated with different S

3 讨论

在添加As的污染土壤中，水稻培养初期，土壤溶液中的Fe（Ⅱ）浓度无论是灭菌还是不灭菌都有一个增加的过程，可能是土壤淹水后Eh降低造成的Fe还原溶出，这是一个非生物因素主导的过程。当最初还原释放的Fe（Ⅱ）达到一定浓度时又被氧化形成矿物沉积，或者与土壤溶液中的还原态S沉淀固定，在水稻土中形成一个铁的氧化还原循环。而灭菌处理中，Fe（Ⅱ）不断升高最终稳定，是土壤中的Fe还原溶出的过程。与非根际相比，相同处理下根际土壤溶液中的Fe（Ⅱ）浓度更低，可能是根际富氧环境进一步抑制了Fe还原，促进了根表胶膜的形成。硫素的添加不同程度降低了土壤溶液中的Fe（Ⅱ）。在土壤溶液中，Fe（Ⅲ）和SO2-4竞争电子受体，虽然Fe（Ⅲ）的氧化还原电位略大于SO2-4[16]，但Fe（Ⅲ）主要以铁矿物的形式存在，减少了与微生物的接触，而硫素的添加使土壤溶液中SO2-4的浓度增加，因此SO2-4的电子竞争能力稍强[17]。

水稻种植的前6周灭菌处理中溶出的As均较低，而非灭菌处理As浓度较高，表明这个过程是微生物介导的As还原溶出过程。而后随着淹水时间的增加，灭菌条件下添加的As开始溶出，这与Fe（Ⅱ）的变化趋势是一致的。一方面可能是非生物作用的Fe还原溶出释放了吸附的As，另一方面可能是随着时间的增加，灭菌效果降低，从而导致微生物介导的As溶出。根际土壤溶液中的As整体低于非根际，一方面是由于水稻对土壤溶液中As的吸收，另一方面可能是根际富氧环境促进了As氧化，使其沉淀固定。硫素的添加与Fe（Ⅱ）的变化规律类似，也不同程度降低了土壤溶液中的As，特别是硫酸钠的添加，这一结果与前人的研究结果相似。Jia等[18]发现淹水稻田土壤中硫酸盐的添加降低了土壤溶液中的As。高浓度硫酸盐的添加降低了土壤溶液中的As[13]。可能是硫酸盐的还原限制了水溶态As的累积[19]。Fe和S的氧化还原转化可以形成次级矿物[如Fe（Ⅱ）和Fe（Ⅲ）氢氧化物、FeAsO4、FeS、As2S3]，将溶液中的As固定，硫化物通过还原含As的铁氧化物，产生氧化态S和可溶解的Fe（Ⅱ），并释放出As[19]。这部分释放出的As又将被重新吸附形成新的铁矿物，或形成As-S复合物，从而降低As的移动性[20]。单质硫处理与硫酸钠处理的主要差别在于相同添加浓度下，硫酸钠处理中的浓度更高，单质硫向的转化需要较长的时间[9]，因此硫酸钠处理降低效果更显著。

表2 不同形态硫素对水稻根表胶膜元素（As、Fe、S）的影响Figure 2 ACA-extractable As，Fe，S concentrations in root plaque on root surface treated with different S

表3 根际土壤溶液不同元素及根际土壤As化学形态与水稻吸收As的相关关系（皮尔森分析）Figure 3 Correlation coefficient among pore water As and Fe in rhizosphere，As fractions in rhizosphere soil and As accumulation in rice plant under different treatments（Pearson Correlation）

在淹水条件下，土壤具有厌氧、氧化还原电位低等特点，土壤溶液中的As（Ⅲ）、As（Ⅴ）及少量甲基砷同时存在，并且以As（Ⅲ）为主[21]。土壤溶液中的As和Fe（Ⅱ）呈显著正相关关系（r=0.549，P＜0.05），表明Fe（Ⅲ）和As（Ⅴ）还原促进了土壤中As（Ⅲ）的释放。在我们的研究中，硫素的添加一定程度上降低了根际、非根际土壤溶液中的As（Ⅲ）和As（Ⅴ）。一方面可能是硫素的添加促进了硫铁矿物的形成，增加了其对As（Ⅴ）的吸附，另一方面大量As（Ⅲ）的存在可能与还原态S形成砷硫化物。这与土壤溶液中Fe（Ⅱ）、As（Ⅲ）浓度及pH有关，Fe（Ⅱ）和土壤中的As竞争微生物硫还原产生的H2S，Fe（Ⅱ）浓度较高时会先与S还原产生的H2S反应，形成硫铁化合物[13]。土壤溶液中的As（Ⅲ）、Fe（Ⅱ）及硫化物的含量与吸附As的Fe（Ⅲ）氢氧化物的还原溶解速率及硫酸盐还原速率有关，并且都是由微生物介导的[22]。相关微生物的作用机制还需进一步研究。

土壤中的总As并不能代表土壤中As的有效性，因此采用顺序提取方法来衡量As在土壤中的有效性[14]。在土壤中，非专性吸附态、无定型铁氧化物态和晶体铁氧化物态As均与土壤溶液中的Fe（Ⅱ）显著正相关，其中晶体铁氧化物态As与土壤溶液中的As也显著正相关，表明这些形态在培养过程中并不稳定，是Fe还原溶解的主要部分，而残渣态As与土壤溶液中的As和Fe（Ⅱ）呈显著负相关关系，表明在添加As的污染土壤中仅残渣态为As稳定态。硫素的添加显著降低了根际土壤中的非稳定态，降低了根际As有效态。

有一些研究表明，硫素添加可以缓解重金属对植物生长的影响，促进植物生长[23-24]，这与我们的研究结果一致，硫素添加显著增加了植物株高和水稻鲜重。但也有部分研究表明硫素的添加对水稻干重没有显著影响[9]，甚至在高浓度硫素添加条件下会降低水稻根长[25]，这可能与土壤中的As含量有关。硫素添加缓解As对植物生长的原因包括硫素添加可以促进植物内还原型谷胱甘肽（GSH）的形成，通过形成As-植物螯合肽复合物将其固定在植物液泡中，增加植物对重金属的耐性[26]。此外，硫素的添加降低了土壤中As的有效性及土壤溶液中的As（Ⅲ），从而缓解了As对植物毒性。

硫素的添加降低了水稻地上部（茎、叶）对As的累积，然而过量的硫素添加反而增加了米粒中的As，并且米粒中的As与土壤溶液中的As显著负相关。有研究表明，随土壤中As移动性的增加，米粒中的As并不会增加，硫素的添加可能影响土壤溶液中As的移动性，但是稻米中As的累积可能与根际硅的有效性有关[27]。这也表明，在不同土壤中施用硫素效果并不同，可能造成籽粒中As的增加，对农产品安全造成威胁。硫素的添加促进了水稻根表胶膜的形成，增加了As在根际环境和水稻根表的固持[28]，这与我们的研究中水稻根表胶膜随硫素的添加而增加是一致的，并且根表胶膜是As主要累积部位。硫素促进根表胶膜形成的原因可能是硫在淹水稻田环境中被还原成S2-，而S2-可以还原Fe3+增加根际环境中的Fe2+，根际环境中Fe2+的含量是影响铁膜形成的重要原因之一。本研究中，随着硫素的添加，根际土壤溶液中Fe（Ⅱ）浓度降低也可能是因为大量Fe（Ⅱ）在根表氧化形成铁膜。