施用铁锰对土壤砷形态及水稻吸收砷的影响

2020-12-10李志明丁氏祝奇奇格顾明华

西南农业学报 2020年8期

李志明，丁氏祝，奇奇格，雷静，顾明华，2*，陈宏

(1.广西大学农学院，广西南宁 530004；2.广西农业环境与农产品安全重点实验室，广西南宁 530004；3.广西大学农牧产业发展研究院，广西南宁 530004)

【研究意义】砷是最普遍存在的环境毒素和致癌物质之一，主要通过食物和饮用水途径危害人体健康[1]。近年来，由于工业的迅速发展，砷污染问题在全世界范围内普遍发生[2-3]。我国表层土壤中砷含量范围为0.01～625.00 mg/kg，平均背景值为11.20 mg/kg，远高于世界平均背景值[4]。与其他粮食作物相比，水稻籽粒对砷有较强的富集能力，大米是人体砷摄入的主要途径之一，我国人均砷摄取量达42.00 μg/d，其中从大米中的砷摄取量占60 %[5-6]。已有研究表明，铁锰氧化物可降低土壤中砷的生物有效性及水稻对砷的吸收和累积[7]。因此，开展外源铁锰不同施用量对水稻土壤砷形态及水稻吸收砷的影响研究，对砷污染农田的治理及减轻大米砷污染具有重要意义。【前人研究进展】Vodyanitskii和Shoba研究显示，铁和锰氧化物可在稻田土壤环境中共存[8]。在土壤铁锰氧化还原过程中，高活性锰氧化物是强氧化剂，通过迁移和聚集形成铁锰结核，加速土壤中铁的氧化，通过氧化还原和吸附/共沉淀过程对土壤中的重金属形态和浓度产生影响[9]。土壤中Mn(II/III)/Mn(IV)与Fe(II)/Fe(III)具有相似的氧化还原性质，导致铁和锰循环间存在电子受体或电子给体竞争，过高的Mn含量会促进Fe(II)氧化，同时抑制其还原[10]。在还原状态下Fe(III)氧化物的还原溶解会导致吸附的砷释放到土壤溶液中，而在氧化状态下由Fe(II)氧化产生的Fe(III)氧化物或在Fe(III)还原过程中形成的二次铁矿物可固定土壤中的砷[11-12]。因此，砷及其他重金属元素在土壤中的迁移率和生物利用度很大程度上受铁锰氧化还原循环过程的影响[13-14]。【本研究切入点】近年来已有学者开展铁和锰对水稻重金属吸收影响的研究[15-16]，但针对铁和锰影响土壤铁锰氧化物形成及其对土壤砷形态和水稻吸收砷等方面的研究鲜见报道。【拟解决的关键问题】通过水稻盆栽试验探究外源铁锰不同施用量对砷污染水稻土中铁锰氧化物含量及砷形态变化的影响，分析分蘖期水稻地上部砷含量与土壤铁锰氧化物含量和各形态砷含量的相关性，探讨外源铁锰降低土壤中砷的生物有效性、水稻吸收累积砷的效应及其可能机制，为砷污染农田治理研究提供科学依据。

1 材料与方法

1.1 试验材料

供试水稻品种为Y两优2号。供试土壤为广西贺州市非重金属污染稻田0～20 cm表层土壤，基本理化性质为：pH 6.00，有机质含量33.41 g/kg，全氮含量1.72 g/kg，全磷含量0.92 g/kg，全钾含量4.81 g/kg，速效磷含量74.40 mg/kg，全铁含量20.40 g/kg，全锰含量64.30 mg/kg，全砷含量8.96 mg/kg。于2017年3月以Na3AsO4·12H2O药品为污染土壤的砷源，设砷污染水平为200.00 mg/kg，将药品以溶液形式均匀喷洒于土壤并充分混匀，用塑料膜包裹，平衡过程中保持田间持水量在80 %左右，老化土壤6个月，制备成砷污染土壤。

1.2 试验方法

盆栽试验于2017年9-11月在广西大学农学院玻璃温室进行。挑选籽粒饱满、均匀的水稻种子若干用体积比为30 %的H2O2消毒10 min，再用去离子水清洗2～3次后播种到育苗基质中培养，秧苗长至三叶一心时移栽。设外源添加铁0和400 mg/kg(Fe0和Fe400)2个水平，添加锰0、400和800 mg/kg(Mn0，Mn400和Mn800)3个水平，共6个处理，分别标注为Mn0Fe0(对照)、Mn400Fe0、Mn800Fe0、Mn0Fe400、Mn400Fe400和Mn800Fe400处理，每处理3个重复(共18盆)。每盆装入砷污染水稻土6.00 kg，装土时每盆施尿素1.36 g(基肥0.59 g，分蘖肥0.77 g)、磷酸二氢钾1.16 g和氯化钾0.92 g作基肥，先将基肥与相应的FeSO4·7H2O和MnSO4·H2O药品(铁、锰源药品均购于国药)溶于水中一起均匀喷洒在土壤上，再混匀后装盆淹水。淹水2 d后，挑选长势均匀的水稻幼苗移栽，每盆种植水稻4穴，每穴2株。在水稻植株生长至6～7叶时施用分蘖肥，水稻种植期间全程淹水，水位保持3 cm左右。分别于移栽前、苗期(移栽后15 d)和分蘖期(移栽后45 d)采集盆栽水稻土壤样品及于分蘖期采集整盆水稻样品备用。

1.3 测定项目及方法

参照鲍士旦[17]的方法测定土壤基本理化性质，土壤pH采用酸度计进行测定(土水比1.0∶2.5)；土壤铁锰氧化物含量参照鲁如坤[18]的方法测定，分别以焦磷酸钠、草酸铵和DCB法提取土壤中络合态铁锰、无定形态铁锰氧化物和游离态铁锰氧化物，采用火焰原子光谱法测定铁和锰含量；土壤砷形态采用Wenzel等[19]的五步连续提取法进行分级，取各形态待测液采用原子荧光光谱法测定砷含量。水稻植株地上部砷含量测定：采用HNO3溶液进行微波消煮后以原子荧光光谱法进行测定。植株地上部生物量以分蘖期地上部鲜重计。

1.4 统计分析

试验数据采用Excel 2010进行统计和制作图表，以SPSS 19.0进行差异显著性和相关性分析。

2 结果与分析

2.1 不同铁锰施用量对土壤pH的影响

由表1可知，在水稻移栽前、苗期和分蘖期，所有铁锰处理的土壤pH均显著低于对照(P<0.05，下同)，且土壤pH总体上随着铁和锰施用量的增加呈降低趋势。说明施用铁和锰后，硫酸铁和硫酸锰的水解可显著降低砷污染水稻土的pH。

表1 不同铁锰施用量对水稻不同生育期土壤pH的影响

表2 不同铁锰施用量对水稻不同生育期土壤铁锰氧化物含量的影响

2.2 不同铁锰施用量对土壤铁锰氧化物含量的影响

由表2可知，施锰可显著提高苗期和分蘖期水稻土中各种形态锰氧化物含量，且锰氧化物含量随着锰施用量的增加而提高；在相同施锰水平下，与单独施锰(Mn400Fe0和Mn800Fe0)处理相比，同时施铁(Mn400Fe400和Mn800Fe400)处理可显著提高土壤中的络合态锰含量。施铁(Mn0Fe400)可提高土壤中各形态铁氧化物含量，其中，苗期土壤中络合态铁和无定形态铁氧化物、分蘖期土壤中络合态铁含量显著高于对照；在相同施铁水平下，与单独施铁(Mn0Fe400)处理相比，同时施锰(Mn400Fe400和Mn800Fe400)处理总体上有降低分蘖期土壤中游离态铁氧化物含量、提高土壤中络合态铁和无定形态铁氧化物含量的趋势，但差异不显著(P>0.05，下同)。说明施用的铁和锰在土壤中可转化为土壤铁锰氧化物并对游离锰具有吸附作用。

2.3 不同铁锰施用量对土壤砷形态的影响

由表3可知，与对照相比，所有施用铁和锰处理均能显著降低苗期和分蘖期水稻土中的非专性吸附态砷含量；除苗期Mn400Fe0处理的专性吸附态砷含量低于对照但差异不显著外，其他施用铁和锰处理均可显著降低苗期和分蘖期土壤中专性吸附态砷含量。说明施用铁和锰可降低砷污染水稻土中砷的有效性。

从表3可看出，在单一施用铁和锰的3个处理中，Mn400Fe0处理的土壤无定形氧化铁结合态砷含量在苗期显著高于对照，在分蘖期低于对照但无显著差异；Mn0Fe400处理的土壤无定形氧化铁结合态砷含量在苗期低于对照但差异不显著，在分蘖期则显著降低；Mn800Fe0处理的土壤无定形氧化铁结合态砷含量在苗期和分蘖期均显著低于对照；复合施用铁锰处理(Mn400Fe400和Mn800Fe400)的土壤无定形氧化铁结合态砷含量在苗期和分蘖期与对照均无显著差异，土壤铁/铝水合氧化物结合态砷含量在苗期显著高于对照，在分蘖期则无显著差异，而单一施用铁(Mn0Fe400)和锰(Mn400Fe0和Mn800Fe0)处理的土壤铁/铝水合氧化物结合态砷含量在苗期和分蘖期与对照均无显著差异。说明不同铁和锰施用量对土壤无定形氧化铁结合态砷和铁/铝水合氧化物结合态砷的影响存在差异，其中单一施用铁和锰对无定形铁氧化结合态砷的影响较大，复合施用铁锰对铁/铝水合氧化物结合态砷的影响较大。

从表3 还可看出，除Mn400Fe0处理外，其他4个施锰或施铁处理水稻苗期土壤的残渣态砷含量均高于对照，其中，Mn0Fe400和Mn800Fe400处理显著高于对照；除Mn800Fe0处理外，其他4个施用铁和锰处理均可显著提高分蘖期水稻土壤的残渣态砷含量。说明施用铁和锰可促进砷污染水稻土中砷的形态向残渣态转变，减少土壤中的有效态砷含量。

表3 不同铁锰施用量对苗期和分蘖期水稻土壤不同形态砷含量的影响

图柱上不同小写字母表示差异显著(P<0.05)，下同 Different lowercase letters on the bar represented significant difference(P<0.05)，the same as below图1 不同铁锰施用量对水稻地上部砷含量的影响Fig.1 Effects of different amounts of iron and manganese on arsenic content in rice overground

2.4 不同铁锰施用量对分蘖期水稻地上部砷含量的影响

从图1可看出，与对照相比，Mn400Fe0、Mn800Fe0、Mn0Fe400、Mn400Fe400和Mn800Fe400处理的分蘖期水稻地上部砷含量分别显著降低85.9 %、83.2 %、82.8 %、86.3 %和92.1 %；Mn800Fe400处理的分蘖期水稻地上部砷含量显著低于其他4个施用铁锰处理。说明施用铁和锰可显著降低分蘖期水稻的地上部砷含量，其中复合施用铁锰的效果更佳。

2.5 不同铁锰施用量对分蘖期水稻地上部生物量的影响

由图2可看出，Mn400Fe0、Mn800Fe0、Mn0Fe400、Mn400Fe400和Mn800Fe400处理的分蘖期水稻地上部鲜重分别显著高于对照92.52 %、171.71 %、177.89 %、170.89 %和41.63 %；Mn400Fe0处理的地上部鲜重显著低于Mn800Fe0、Mn0Fe400和Mn400Fe400处理，Mn800Fe400处理的地上部鲜重显著低于其他铁和锰施用量处理。说明施用铁和锰可提高砷污染土壤的水稻地上部生物量，促进其地上部生长。

图2 不同铁锰施用量对水稻地上部生物量的影响Fig.2 Effects of different application amounts of iron and manganese on aboveground biomass of rice

2.6 各指标的相关性分析结果

由表4可知，水稻地上部砷含量与土壤非专性吸附态砷、专性吸附态砷含量和pH呈极显著正相关(P<0.01，下同)，与残渣态砷含量呈极显著负相关。以地上部砷含量为因变量，以土壤中各形态砷和pH为自变量进行逐步回归分析，得出影响地上部砷含量的最优回归方程：地上部砷含量=-1502.115+307.553×pH-8.872×残渣态砷含量(F=42.857，P<0.01)。可见，影响水稻地上部砷含量的主要因子是pH和残渣态砷含量。

为了查明影响土壤残渣态砷含量的主要因子，对残渣态砷含量与pH和各形态铁锰氧化物含量进行相关性分析，结果(表5)表明，残渣态砷含量与络合态铁含量呈极显著正相关，与pH呈显著负相关。以残渣态砷含量为因变量，以土壤中各形态铁和锰氧化物含量及pH为自变量进行逐步回归分析，得出影响残渣态砷含量的最优回归方程：残渣态砷含量=-20.491+0.054×络合态铁含量(F=13.831，P<0.01)。可见，影响残渣态砷含量的主要因子是络合态铁含量。

表4 水稻地上部砷含量与土壤pH和不同形态砷含量的相关性分析结果

表5 土壤残渣态砷含量与各形态铁锰氧化物含量的相关性分析结果

3 讨论

氧化铁和氧化锰是土壤氧化物中最活跃的成分，土壤中铁锰氧化物由于具有较大的比表面积和较强的表面化学活性而对重金属产生强大的吸附和固定作用，从而影响重金属的迁移和转化[20]。氧化锰能在很宽的pH范围内迅速将As(III)氧化成As(V)，从而增强氧化铁对砷的吸附[21-22]。Saha等[23]、Sakata和Masahiro[24]研究认为，土壤中砷的吸附固定量与草酸盐可提取的铁(即无定形铁氧化物)和连二亚硫酸盐可提取的铁(即总铁氧化物)的量密切相关。本研究中，施用铁可显著提高砷污染水稻土的络合态铁和无定形态铁氧化物含量，施用锰可显著提高砷污染水稻土的各形态锰氧化物含量，表明施用铁和锰可促进砷污染水稻土中铁锰氧化物的形成，为促进土壤对砷的吸附固定创造条件。

对于砷的生物有效性及毒性而言，土壤中砷的赋存形态比土壤中砷的总量显得更重要[25-26]。土壤砷形态影响植物对砷的吸收，其中非专性吸附态砷是最容易被吸收和利用的形态，其次是专性吸附态砷，而残渣态砷最难以被吸收利用[19]。在酸性条件下，土壤胶体表面的正电荷增多，对带负电荷的砷酸根和亚砷酸根的吸附能力增强，相反，碱性条件下土壤胶体对砷酸根和亚砷酸根的吸附能力减弱，会释放更多有效态砷[27]。钟松雄等[28]研究表明，土壤氧化—还原电位(Eh)下降和pH提高有利于砷的释放，且土壤Eh进一步降低和pH提高时，砷的释放速率增大。本研究中，施用铁锰均可降低土壤非专性吸附态砷和专性吸附态砷含量，显著增加土壤残渣态砷含量，降低砷的迁移能力和生物有效性。

本研究的相关性分析结果表明，土壤砷赋存形态的改变是减少水稻地上部砷含量的主要原因，pH、非专性吸附态砷、专性吸附态砷含量与水稻地上部砷含量呈极显著正相关，而残渣态砷含量与水稻地上部砷含量呈极显著负相关；回归方程分析结果显示，pH和残渣态砷含量是影响水稻地上部砷含量的主要因子，进一步说明施用铁和锰后土壤pH和砷生物有效性降低是水稻地上部砷累积减少的原因。Xu等[29]研究表明，两种水稻土中添加锰氧化物后其砷的氧化均增加，砷向孔隙水中的迁移量减少，稻谷和稻草中砷浓度均显著降低。本研究中，残渣态砷含量与pH呈显著负相关，与络合态铁含量呈极显著正相关，回归方程分析结果显示影响残渣态砷含量的主要因子是络合态铁含量，说明施用铁和锰后络合态铁含量的提高可降低土壤中砷的有效性，从而间接减少水稻地上部砷的累积。