锰对土壤砷形态转化及水稻吸收砷的影响

徐梅华，顾明华，王骋臻，雷静，韦燕燕，沈方科

1.广西大学农学院，广西 南宁 530004；2.广西大学农牧产业发展研究院，广西 南宁 530004

砷（Arsenic，As）在自然界普遍存在，长期暴露于砷污染下可引发人类神经系统、呼吸系统和血管疾病等一系列健康问题（Sarwar et al.，2021）。与其他作物相比，水稻（OryzasativaL.）的淹水种植方式及其通过硅酸盐吸收途径高效吸收砷，导致大米砷的高累积（Himeno et al.，2019）。大米消费是人体暴露于砷的重要途径，降低稻米中砷质量分数对人类健康具有重要意义。土壤中总砷可以指示土壤砷污染程度，不一定是水稻砷积累量的决定因素，砷在水稻植株中的积累与土壤性质如有机质、pH、粘粒质量分数、铁、锰等因素密切相关（Li et al.，2014；Sarwar et al.，2021），土壤中砷形态对于评估水稻土中砷的生物有效性至关重要（Rahman et al.，2017），研究水稻土中砷的形态转化、迁移及其影响因素，对水稻吸收砷的调控及指导水稻安全生产具有重要意义。

铁（Iron，Fe）和锰（Manganese，Mn）广泛存在于土壤中，铁锰氧化物与土壤中重金属的迁移密切相关，影响重金属在土壤中的形态和生物毒性（Wang et al.，2019；Maguffin et al.，2020）。无定形（非晶质）铁氧化物是游离铁氧化物中活性较高的部分，其在水分减少的条件下极易老化，在水分作用下，老化的铁氧化物可以重新活化，因此无定形铁氧化物质量分数可以在一定程度上反映铁氧化物活性的转变（何群等，1981；陈家坊等，1983）。铁氧化物由于其具有较大比表面积和正表面电荷等特性对砷的吸附起主要作用（Ma et al.，2020），因此土壤中铁氧化物对砷的吸附量比锰氧化物大得多，不同形态铁氧化物对砷的吸附能力不同，有研究使用去无定形铁氧化物土壤、去晶质铁氧化物土壤和未处理土壤进行As(V) 的吸附实验，发现无定形铁氧化物只占土壤总铁16%，但是无定形铁氧化物所吸附As(V) 占土壤总吸附量的82%（Zhang et al.，2021）。锰是土壤中重要的非生物氧化剂，对As(III) 的氧化起主要作用（Zhang et al.，2014）。锰氧化物除了可以将As(III) 氧化为As(V) 外，由于其具有与铁氧化物相似的氧化还原化学性质，还可以迅速氧化 Fe(II) 形成铁氧化物（Yang et al.，2021）。因此锰氧化物氧化砷，铁锰氧化物对砷的吸附固定机制对砷形态有重要影响。

利用铁锰或者铁锰与生物质炭等材料联合进行土壤重金属的污染控制与修复研究近年来备受人们关注，现有报道揭示了铁锰氧化物在土壤重金属污染修复上的作用机制及应用潜力（Liu et al.，2008；Matsumoto et al.，2016；Lin et al.，2019；Qian et al.，2021；律兆等，1993；黄永东等，2020；李志明等，2020），而自然土壤下的铁锰与外源添加的铁锰的存在形态不同，土壤中砷的毒性也受老化时间影响，自然土壤的砷形态与外源添加砷形态存在差异（Abbasi et al.，2021；Zang et al.，2021；陈耀祖等，2019）。因此研究自然土壤的铁锰对砷氧化还原循环的影响及其相互作用机制可以为田间利用铁锰氧化物进行砷污染土壤治理提供理论指导和技术支持。本研究利用自然土壤进行盆栽试验，研究土壤中锰质量分数对铁锰氧化物和砷形态转变的影响，揭示锰影响砷从土壤向水稻迁移的机制，为基于铁锰氧化物的稻田砷污染修复策略提供理论支持。

1 材料与方法

1.1 实验材料

1.1.1 植物材料

供试作物为水稻（OryzasativaL.），品种为桂育9号。将供试水稻种子浸泡在10%质量分数的次氯酸钠溶液中消毒30 min，用去离子水冲洗干净后，浸泡过夜，25 ℃培养至种子出芽，播种，22 d后选取长势均匀的三叶一心水稻幼苗移栽。

1.1.2 土壤材料

采集广西南宁武鸣某地土壤的总锰质量分数差异较大、总铁质量分数、有机质质量分数和pH接近，总砷质量分数较高的2种土壤。参考鲍士旦方法（鲍士旦，2013）测定土壤相关性质。土壤的相关性质如表1。

表1 供试土壤相关性质Table 1 Related properties of tested soils

1.2 试验方案

1.2.1 试验设计

低锰和高锰的2种自然土壤风干后过18目筛（孔径为1.00 mm），将2种土壤按一定的比例进行混合均匀，得到5种不同锰质量分数梯度的供试土壤进行盆栽试验。处理编号及土壤锰质量分数分别为 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），每个处理设置 4 个重复，共20盆。每盆共装土8 kg，其中，取1.5 kg置于3个300目的尼龙网内，在每个网袋内种植水稻，采样时采集整个网袋内土壤。

1.2.2 水稻种植与管理

盆栽试验于广西大学农学院温室大棚进行，盆栽所用容器规格为高20 cm，上部直径27 cm，底部直径20 cm的敞口水桶。每盆以溶液形式于水稻种植前施入基肥，施肥量为尿素2.656 g、磷酸二氢钾2.304 g、氯化钾1.272 g，淹水平衡5 d后，挑选培育长势一致的三叶一心水稻幼苗进行移栽，每个盆栽的3个根袋各种植2株水稻。在水稻分蘖期时每盆追施尿素1 g。每天傍晚观察水分损耗状况，浇水至水层深度一致。在水稻分蘖期、抽穗期和成熟期进行一次干湿交替的处理后采样。

1.3 样品采集

采样前使用pH计原位测定盆栽土壤pH，使用氧化还原电位（ORP）去极化自动测定仪测定土壤Eh。使用预先安装的Rhizon MOM采样器和10 mL真空采血管收集土壤孔隙水，将水样过0.45 μm水系滤膜后加入0.5 mL的盐酸（优级纯）与去离子水体积比为 1꞉1的溶液于4 ℃保存。土壤原位 pH、Eh和孔隙水的测试/采集位置是在根袋内，距离水稻茎基部2 cm，深度10 cm处测定单个点的值和采集单个点土壤孔隙水样品。在水稻的分蘖期、抽穗期和成熟期采集根袋内土壤及植物样品。

1.4 样品分析

1.4.1 土壤样品分析

采集的土壤样品风干后，过100目筛（孔径为0.150 mm），待用。土壤样品进行提取分析时设置均10%样品平行用于质量控制，相对偏差均在10%内。

参考鲁如坤方法（鲁如坤，1999）进行样品提取。无定形铁锰氧化物的提取：准确称取上述过筛的土壤样品0.5 g（准确至0.0001 g）于50 mL棕色离心管（避光）中，加入25 mL的pH=3.25的0.2 mol·L−1草酸铵缓冲液，黑暗条件下25 ℃振荡4 h，立即将样品迅速置于离心机中以3000 r·min−1的转速离心6 min，将上清液过滤后倒至干净试剂瓶中。采用电感耦合等离子光谱仪测定样品中的铁锰质量浓度，计算土壤中的铁锰质量分数。铁质量分数乘以1.43（由铁换算成三氧化二铁的系数）得到铁氧化物质量分数，锰质量分数乘以1.58（由锰换算成二氧化锰的系数），采用同样的方法计算游离铁锰氧化物的质量分数。

游离氧化铁锰氧化物的提取：准确称取过上述过筛的土壤样品0.5 g（准确至0.0001 g）于50 mL离心管中。按顺序加入20 mL浓度为0.3 mol·L−1柠檬酸钠与 2.50 mL 浓度为 1 mol·L−1重碳酸钠，80 ℃水浴5分钟后，加入约0.50 g的Na2S2O4，继续水浴 15 min，期间不断振荡，待冷却后，以 3000 r·min−1的转速离心6 min，上清液倾入250 mL容量瓶中，此过程重复 3—4次，直至残渣呈浅灰色或者灰白色，最后用1 mol·L−1NaCl溶液清洗残渣，洗涤液离心一同倾入容量瓶中，定容，过滤至干净试剂瓶中。采用电感耦合等离子光谱仪测定样品中的铁锰质量浓度，计算土壤中的铁锰质量分数。

土壤砷形态分级的提取及测定：非专性吸附态砷、专性吸附态砷、无定形铁氧化物结合态砷、晶体铁氧化物结合态砷的提取参考 Wenzel方法（Wenzel et al.，2001），残渣态砷的提取参考国家标准《土壤中总砷的测定》（GB/T 22105.2—2008），土壤砷形态提取的样品进行离心的转速均为 4000 r·min−1，离心 15 min。准确称取上述过筛的土壤样品1 g（准确至0.0001 g）至50 mL离心管中，按5个步骤提取。非专性吸附态砷（第1步）：向离心管中加 25 mL 的 0.05 mol·L−1的硫酸铵溶液，20 ℃下振荡4 h，离心后，将上清液过滤至干净试剂瓶中，待测。专性吸附态砷（第2步）：向第一步的残余土中加入25 mL的0.05 mol·L−1的磷酸二氢铵溶液，20 ℃下振荡16 h后离心，将上清液过滤至干净试剂瓶中待测。无定形铁氧化物结合态砷（第3步）：向第2步中的残余土加入25 mL的0.2 mol·L−1草酸铵缓冲溶液（pH为3.25），黑暗条件下于20 ℃振荡4 h，离心后，将上清液过滤至干净试剂瓶中。残余土中再加12.5 mL 0.2 mol·L−1的草酸铵缓冲溶液，黑暗条件下20 ℃振荡10 min，再次离心后，将上清液过滤至同一瓶中，待测。晶体铁氧化物结合态砷（第4步）：向第3步中的残余土加20 mL草酸铵浓度为 0.2 mol·L−1和抗坏血酸浓度为 0.1 mol·L−1的混合溶液，pH用草酸调为3.25，在光照条件下，保持在 (96±3) ℃的水浴锅中水浴30 min，离心后，将上清液过滤至干净的试剂瓶中。残余土中再加pH为 3.25的 0.2 mol·L−1草酸铵缓冲溶液 12.5 mL，20 ℃振荡10 min，再次离心后，将上清液过滤至同一瓶中，待测。残渣态砷（第5步）：将第4步中的残余土置于65 ℃烘箱中烘干，磨碎后称取0.2 g（准确至0.0001 g）于50 mL比色管中，加入10 mL溶液（配置方法为1体积单位优级纯硝酸加入3体积单位优级纯盐酸中，混合后加入4体积单位水中），沸水浴2 h后，定容，过滤待测。使用原子荧光形态分析仪测定提取液砷的质量浓度。

1.4.2 土壤孔隙水样品分析

参考鲍士旦方法（鲍士旦，2013），按顺序向玻璃试管加入2 mL孔隙水样品，2 mL去离子水，8 mL乙酸钠溶液和8 mL邻菲啰啉溶液，乙酸钠溶液质量浓度为100 g·L−1，邻菲啰啉溶液质量浓度为1 g·L−1，显色半小时后，用紫外分光光度计于530 nm波长处测定Fe(Ⅱ) 质量浓度。直接用原子荧光分光光度计测定样品As(Ⅲ) 质量浓度。

1.4.3 植物样品前处理及分析

将采集的水稻用去离子水清洗干净，将水稻叶片上三叶分成上部分叶片，剩下叶片为下部叶片（薛培英等，2010）。水稻根系采用DCB法震荡清洗以消除水稻根表铁膜固定的砷对根系砷质量分数测定的影响（Liu et al.，2008）。将经DCB法清洗后的水稻根以及水稻地上部分在105 ℃杀青20 min，65 ℃烘至恒定质量后，稻谷经脱壳机脱壳后得到稻米。水稻根、茎、叶和稻米经高速粉碎机粉碎为粉末样品后，参考《食品中总砷及无机砷的测定》（GB 5009.11—2014）进行样品处理和测定。称取样品0.2 g，加入5 mL优级纯硝酸进行微波消煮，消解时每40个样品设置样品空白3个和标准物质2个（GBW 10185大米生物成分分析标准物质）用于质量控制。赶酸后将液体转移至25 mL容量瓶，定容，过滤后使用原子荧光形态分析仪测定样品的砷质量浓度。通过生物富集系数来探究砷在水稻各部位中的累积，用于评估不同处理下水稻从土壤中吸收砷的能力。生物富集系数 (Bioconcentration Factor, BCF)=水稻各部位砷质量分数/土壤总砷质量分数。

1.5 数据统计分析

使用IBM SPSS 19.0对数据进行单因素方差分析（Duncan检验）和相关性分析（皮尔逊相关性分析）；使用Origin 2018和Excel 2010进行图表绘制。

2 结果与分析

2.1 不同处理对水稻不同生育期土壤原位 pH和Eh的影响

如图1所示，水稻分蘖期和成熟期土壤原位pH表现为随着土壤锰质量分数的增加呈上升趋势，水稻抽穗期各处理间土壤pH无显著差异。如图2所示，水稻分蘖期和抽穗期的土壤原位 Eh随土壤锰质量分数增加呈升高趋势，抽穗期Mn4、Mn5处理土壤Eh显著高于Mn1、Mn2处理；从水稻分蘖期到抽穗期，Mn1—Mn4处理土壤Eh降低比例分别为30.3%、46.1%、15.3%、11.5%，而Mn5处理土壤Eh升高了3.4%。

图1 不同处理对土壤pH的影响Figure 1 Effects of different treatments on soil pH

图2 不同处理对土壤Eh的影响Figure 2 Effects of different treatments on soil Eh

2.2 不同处理对土壤中铁锰氧化物的影响

由图3、4可知，水稻各生育期土壤中无定形铁氧化物、锰氧化物和游离态锰氧化物均随着土壤中锰质量分数的增加而增加，而游离态铁氧化物质量分数随着土壤中锰质量分数的增加而减少。从分蘖期到成熟期，随着水稻生育期的延长，各处理土壤中无定形态铁氧化物、锰氧化物质量分数整体呈增加趋势，其中Mn2、Mn3、Mn4处理在抽穗期略有减少，成熟期Mn1—Mn5处理土壤无定形态铁氧化物、锰氧化物质量分数分别比分蘖期增加11.9%、13.1%、16.3%、8.9%、40.5%和3.6%、7.1%、3.9%、7.8%、35.7%，土壤锰质量分数高的Mn5处理土壤中无定形态铁氧化物、锰氧化物质量分数增幅远大于其他处理；而土壤中游离态锰氧化物质量分数变化不大，游离态铁氧化物质量分数在水稻生育期前期有所降低。

图3 不同处理对土壤中无定形态铁、锰氧化物质量分数的影响Figure 3 Effects of different treatments on the mass fraction of amorphous Fe and Mn oxides in the soil

图4 不同处理对土壤中游离态铁、锰氧化物质量分数的影响Figure 4 Effects of different treatments on the mass fraction of free Fe and Mn oxides in the soil

2.3 不同处理对土壤砷形态的影响

由图5—7和表2可知，水稻分蘖期、抽穗期和成熟期各处理土壤砷形态均以晶质铁氧化物结合态砷和残渣态砷为主，土壤中非专性吸附态砷的比例最低。随土壤锰质量分数增加，各时期土壤非专性吸附态砷质量分数占总砷质量分数的比例显著降低；水稻抽穗期和成熟期土壤专性吸附态砷的质量分数占总砷的质量分数的比例降低，分蘖期各处理差异不大；水稻分蘖期和抽穗期土壤无定形铁氧化物结合态砷的质量分数占总砷质量分数的比例随着土壤锰质量分数增加而升高，成熟期各处理差异不大；水稻分蘖期和抽穗期土壤晶质铁氧化物结合态砷质量分数占总砷质量分数的比例随着土壤锰质量分数增加而升高，残渣态砷的质量分数占总砷质量分数的比例。随着土壤锰质量分数增加而降低，水稻成熟期时土壤晶质铁氧化物结合态砷的质量分数占总砷的质量分数的比例，随着土壤锰质量分数增加而降低，残渣态砷的比例随着土壤锰质量分数增加而升高。

图5 不同处理对分蘖期土壤各砷形态质量分数的影响Figure 5 Effects of different treatments on mass fractions of As speciation in soils at tillering stage

图6 不同处理对抽穗期土壤各砷形态质量分数的影响Figure 6 Effects of different treatments on mass fractions of As speciation in soils at the heading stage

图7 不同处理对成熟期土壤各砷形态质量分数的影响Figure 7 Effects of different treatments on mass fractions of As speciation in soils at maturity

表2 不同处理对土壤中非专性吸附态砷质量分数占总砷质量分数比例的影响Table 2 Effects of different treatments on the mass fraction ratio of non-obligate adsorbed As to total As in soils

由图8可知，从水稻分蘖期到成熟期，土壤非专性吸附态砷质量分数呈增加趋势，增加比例为100.0%—325.0%；Mn1、Mn2、Mn3处理的土壤专性吸附态砷质量分数分别增加了 33.7%、31.4%、16.7%，而Mn4、Mn5处理的土壤专性吸附态砷分别减少了0.7%、10.2%；从水稻分蘖期到成熟期，无定形铁氧化物结合态砷质量分数呈先增加后减少整体减少的趋势，Mn1处理土壤无定形铁氧化物结合态砷质量分数增加3.0%，而Mn2—Mn5处理减少了2.9%—20.3%，成熟期Mn1处理的无定形铁氧化物结合态砷质量分数比分蘖期减少3.0%；从水稻分蘖期到成熟期，Mn3、Mn4和Mn5处理的土壤残渣态砷质量分数增加，其余处理减少。此外，从水稻分蘖期到成熟期，Mn1处理的土壤晶质铁氧化物结合态砷和残渣态砷共减少了 2.7%，而 Mn2—Mn5处理的晶质铁氧化物结合态砷和残渣态砷质量分数共增加了6.3%—14.0%。

图8 不同处理对土壤各砷形态质量分数随时间变化的影响Figure 8 Effects of different treatments on the variation of As speciation mass fraction with time in soils

由表3可知，土壤非专性吸附态砷质量分数与无定形锰氧化物、游离锰氧化物质量分数呈极显著负相关，无定形铁氧化物结合态砷质量分数、晶质铁氧化物结合态砷质量分数与无定形铁氧化物质量分数、无定形铁氧化物质量分数、游离锰氧化物质量分数呈显著或极显著正相关，与游离铁氧化物质量分数呈显著负相关；残渣态砷质量分数与无定形锰氧化物质量分数、游离锰氧化物质量分数呈显著正相关。

表3 土壤砷形态质量分数与土壤铁锰氧化物质量分数相关性分析Table 3 Correlation analysis between As speciation and Fe/Mn oxides in soils

2.4 不同处理对土壤孔隙水 Fe(Ⅱ) 和 As(III) 浓度的影响

由图9可知，各时期土壤孔隙水Fe(Ⅱ)、As(III)浓度随着土壤锰质量分数增加而降低。从分蘖期到成熟期，土壤孔隙水Fe(Ⅱ) 浓度降低，土壤锰质量分数较低的Mn1、Mn2和Mn3处理As(III) 浓度呈先升高后降低趋势。土壤孔隙水的 As(III) 质量浓度与专性吸附砷质量分数呈极显著正相关，与土壤无定形铁氧化物结合砷、晶质铁氧化物结合砷质量分数呈负相关关系，土壤孔隙水的 As(III) 质量浓度与无定形铁氧化物、无定形锰氧化物、游离锰氧化物和土壤Eh值呈极负相关关系（表4）。

图9 不同处理对土壤孔隙水中Fe(Ⅱ) 和As(III) 的影响Figure 9 Effects of different treatments on Fe(II) and As(III) in soil pore water

2.5 不同处理对水稻各部位总砷质量分数的影响

由图10、11可知，水稻植株不同部位砷质量分数的高低顺序为：根>下部叶>茎>上部叶>籽粒。水稻各时期根、茎、叶的总砷的质量分数随着土壤锰质量分数的增加而降低，其中，Mn5处理显著低于Mn1处理。水稻籽粒砷质量分数随着土壤锰质量分数的增加而显著降低，与 Mn1处理相比，Mn2、Mn3、Mn4和Mn5处理分别降低了33.8%、40.3%、51.8%和63.3%。由图12、13可知，水稻各时期根、茎、叶、籽粒的砷富集系数随着土壤锰质量分数的增加而降低。

图10 不同处理对水稻上部叶、下部叶、茎、根砷质量分数的影响Figure 10 Effect of different treatments on As mass fraction in upper leaves, lower leaves stems and roots of rice

图11 不同处理对水稻籽粒砷质量分数的影响Figure 11 Effects of different treatments on As mass fraction in grains

图12 不同处理对水稻上部叶、下部叶、茎、根砷富集系数的影响Figure 12 Effects of different treatments on As enrichment coefficients in upper leaves, lower leaves,stems and roots of rice

图13 不同处理对水稻籽粒砷富集系数的影响Figure 13 Effects of different treatments on As enrichment coefficients in grains

由表5可知，水稻根、茎、叶的砷质量分数与土壤中非专性吸附砷质量分数极显著正相关，与无定形铁氧化物结合砷质量分数呈极显著负相关，水稻叶砷质量分数与土壤专性吸附砷呈极显著负相关；水稻籽粒砷质量分数与土壤中非专性吸附砷质量分数极显著正相关，与无定形铁氧化物结合砷质量分数、残渣砷质量分数显著、极显著负相关。

3 讨论

锰氧化物作为环境中重要的氧化剂，影响着砷价态的变化。砷在自然界中具有多种价态，其中以As(III)的毒性最大。较低的土壤Eh会导致砷污染土壤中负载砷的铁锰氧化物还原溶解，并伴随着砷向土壤孔隙水的释放（毛凌晨等，2018）。淹水会导致土壤 Eh逐渐下降，随后稳定在锰氧化物发生还原的值范围内，只有当大部分或全部锰氧化物被还原时，Eh才能继续下降，因此锰可以作为氧化还原缓冲剂（Keimowitz et al.，2017）。氧化锰能在很宽的pH值范围内迅速将As(III) 氧化成As(V)。有研究表明，外源添加锰氧化物（hausmannite）可使水稻土壤中砷的氧化增加，砷向孔隙水的迁移量减少，稻谷和秸秆中砷质量分数都显著降低（Xu et al.，2017）。外源锰可以促进Eh上升（顾明华等，2020）。研究发现，随着锰氧化物氧空位缺陷浓度的增加As(III) 氧化性能显著增加，当存在氧空位缺陷时，不仅能够促进 As(III) 在锰氧化物表面的吸附，同时能够加速电子从 As(III) 向 Mn原子的迁移，从而显著提升As(III) 的氧化性能（Hou et al.，2017）。本研究显示随着土壤锰质量分数增加，土壤 Eh值上升。随着水稻种植时间的推移，Mn5处理的土壤Eh升高，Mn1—Mn4处理土壤Eh下降，但下降幅度随土壤锰质量分数增加而减少，表明长时间淹水情况下，锰质量分数高的自然土壤与外源锰一样，可以提高土壤Eh，延缓淹水导致的土壤Eh下降。相关分析（表4）得出Eh与孔隙水As(III) 质量浓度呈极显著负相关，抽穗期Mn4和Mn5处理土壤Eh显著高于Mn1和Mn2处理（图2），抽穗期Mn4和 Mn5处理孔隙水 As(III) 的质量浓度明显低于Mn1和Mn2处理（图9），证明锰质量分数高的土壤Eh值升高是减少孔隙水中As(III) 质量浓度的主要原因之一。

表4 土壤孔隙水As(III) 质量浓度与土壤砷形态质量分数相关性分析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 水稻各部位砷质量分数与土壤中各形态砷质量分数的相关性分析Table 5 Correlation analysis between As mass fraction in different parts of rice and As mass fraction in soils

锰循环影响铁锰氧化物形态从而对砷形态产生影响。土壤中 Mn(II/III)/Mn(IV) 与 Fe(II)/Fe(III)具有类似的氧化还原性质，Mn(II) 氧化与Fe(II) 氧化、Mn(IV) 还原与Fe(III) 还原相互竞争电子受体或供体，锰体系的标准氧化还原电位绝大多数比铁高，因此Mn(IV) 能够将Fe(II) 成Fe(III)（Dong et al.，2021）。锰含量过高时，则会促使亚铁的氧化而抑制铁的还原，使铁主要以活性的Fe(III) 存在。土壤水分状况可以促使铁、锰氧化物形态发生转化，淹水可使土壤中无定形铁氧化物的质量分数显著增加，而土壤落干可使无定形铁氧化物转化为结晶铁氧化物（陈家坊等，1983）。不同形态的铁锰氧化物对砷的吸附能力存在差异，与结晶态铁氧化物相比，无定形铁氧化物具有更大比表面积，因此对砷具有较强吸附能力。在砷污染的水稻土中，无定形铁、锰氧化物是控制砷活化的重要因素（Ultra et al.，2009；Xu et al.，2017）。已有研究表明锰可以通过氧化土壤中 Fe(II)，增加土壤中铁氧化菌丰度从而促进土壤中无定形铁氧化物的形成（Chen et al.，2019），无定形铁氧化物的增加可使砷在土壤中的吸附固定增加（Ma et al.，2020）。本研究发现随着水稻种植时间的推移，土壤中的无定形铁氧化物、锰氧化物质量分数呈增加趋势，锰质量分数高的Mn5处理增加幅度高于其他处理，而游离态铁氧化物减少（图3），表明在长时间淹水种植水稻条件下土壤中可能发生了晶质铁锰氧化物的活化导致无定形铁氧化物、锰氧化物增加。随着土壤锰质量分数增加，土壤孔隙水Fe(Ⅱ) 质量浓度降低（图9），土壤中无定形铁氧化物质量分数增加，表明土壤中较高质量分数锰可以促进土壤孔隙水Fe(Ⅱ) 氧化，促进了无定形铁氧化物形成。有研究发现，锰氧化物可以将As(III) 氧化为As(V)，铁氧化物质量分数对吸附砷起主要作用，铁氧化物、锰氧化物通过氧化吸附的共同作用机制将土壤中 As(Ⅲ)氧化和固定，减少了砷对环境的危害（Zhang et al.，2021）。本研究发现在水稻3个时期检测的Mn4和Mn5处理的无定形铁氧化物结合态砷明显高于另外3种处理，晶质铁氧化物结合态砷除成熟期外，其余2个时期明显高于另外3种处理（图8），这2种形态砷质量分数与无定形铁氧化物质量分数呈极显著正相关，此外，孔隙水As(III) 质量浓度与无定形铁氧化物质量分数呈极显著负相关，表明土壤中高质量分数的锰可以促进无定形态铁氧化物形成，新形成的铁氧化物对砷产生吸附和共沉淀作用，促进土壤中的砷向更为稳定无定形铁氧化物结合态砷和晶质铁氧化物结合态砷转移。同时，相关分析发现孔隙水As(III)质量浓度和无定形锰氧化物、游离态锰氧化物质量分数呈极显著负相关，表明新形成的锰氧化物也同时对砷产生吸附和共沉淀作用，减少了孔隙水As(III) 质量浓度。

对于砷的生物有效性及毒性而言，土壤中砷的存在形态比土壤中砷总量显得更为重要。土壤中砷的主要存在形态为 As(III) 和 As(V)，与 As(V) 相比，As(III) 的毒性更大（Ma et al.，2020）。与 As(Ⅴ)相比，土壤中 As(III) 更容易解吸并释放到土壤孔隙水中（Cao et al.，2020），水稻非专性吸附态砷和专性吸附态砷是土壤孔隙水中的砷主要来源（王欣等，2018），土壤孔隙水中砷与植物可吸收的砷有密切关系（杜艳艳等，2017），非专性吸附态砷和专性吸附态砷与无定形铁氧化物结合态砷、晶质铁氧化物结合态砷、残渣态砷相比，更容易被水稻吸收利用（Niazi et al.，2011）。本研究中随着锰质量分数的增加，籽粒砷质量分数和富集系数、孔隙水As(III) 质量分数显著减少、土壤非专性吸附态砷和专性吸附态砷质量分数降低、分蘖期和抽穗期的无定形铁氧化物结合态砷质量分数提高，成熟期残渣态砷质量分数提高，水稻不同部位砷质量分数均与土壤非专性吸附态砷质量分数呈极显著正相关，与无定形铁氧化物结合态砷质量分数呈极显著负相关，籽粒砷质量分数与残渣态砷质量分数呈显著负相关。表明高锰质量分数的处理通过提高 Eh减少了 As(III) 质量分数和形成新的铁锰氧化物对砷吸附固定，降低土壤砷的生物有效性使籽粒砷质量分数和富集系数减少。

4 结论

不同处理土壤中砷形态质量分数及其比例存在差异，土壤中的锰可影响土壤砷形态的转化。随着土壤锰质量分数的增加，土壤中高质量分数的锰可延缓土壤Eh下降，促进Fe(II) 氧化，形成更多无定形态铁氧化物，通过锰对砷的氧化和铁锰氧化物对砷的吸附固定作用，降低了与植物吸收相关性高的非专性吸附态砷的比例，有效地减少土壤孔隙水中 As(III) 的质量分数，降低土壤砷的有效性从而减少水稻对砷的吸收。