2014, Vol. 35
砷在环境中是一种普遍存在的潜在有毒元素[1]，其来源主要包括自然源和人为源. 砷存在的形态分为有机态和无机态，有机态砷主要包括甲基砷酸盐和二甲基砷酸盐，无机态砷则主要是As(Ⅲ)和As(Ⅴ). 环境中砷的形态不同，其毒性和生物可利用性也不同[2]. 近些年来，由于砷污染而引起的危害粮食生产及通过食物链影响人类健康等问题在全球范围内时有发生[3,4,5].
水稻土中含有大量含铁锰矿物[6,7]，在稻田中经过连续氧化还原交替作用后，会在水稻根系表面及根质外体形成一层明显可见的红色铁锰胶膜[8]. 该层不规则多孔性氧化物胶膜具有特殊的电化学性质，有潜在净化重金属污染的功能[9,10,11,12,13].
硫是水稻生长发育必需的营养元素之一，参与植株体内多种酶类的合成[14]，被认为是继氮、 磷、 钾之后第四大植物营养元素. 近几十年来，土壤缺硫现象在全球日益扩展. 由于单质硫中含S量高，肥效时间长，而石膏分布广泛，成本低廉等优势，人们越来越多的将它们作为重要的硫肥.
土壤中砷的存在状态受土壤酸碱度、 氧化还原电位和铁锰氧化物等条件显著影响，而单质硫、 石膏的施用必定会引起土壤pH、 Eh等的改变，进而改变砷的氧化-还原、 吸附-解吸、 沉淀-溶解、 甲基化-脱甲基以及生物富集等进程，同时影响铁锰胶膜含量，由此影响砷的活性及生物可利用性[15,16,17].
目前关于施用不同形态硫素对水稻生长发育的影响已有大量研究； 也有不少关于施用硫素对砷污染下土壤-水稻中砷的吸收、 积累与分布影响的研究； 但在探索不同形态硫素施用对土壤-水稻体系中砷分布与转移的影响方面还没有较为明确的结果. 本研究拟施用不同形态的硫素，模拟水稻砷污染盆栽实验，探索其对整个生育期内水稻对砷吸收、 分布及土壤中砷的形态变化，保证水稻主产区安全生产具有重要指导意义. 1 材料与方法 1.1 材料
供试耕层水稻土为河南省信阳市新县无污染水稻土，土样采回后室内风干，混匀，碾碎过筛，备用，其基本理化性质分别为pH 6.65，有机质20.29 g ·kg-1，全N 0.78 g ·kg-1，全S 364.7 mg ·kg-1，速效P 25.67 mg ·kg-1，速效K 125.07 mg ·kg-1.
利用上述未污染水稻土开展盆栽实验，选用规格为Ф 29 cm×H 22 cm塑料盆，每盆均装水稻土7.5 kg. 基础肥料为尿素，底肥50%，分蘖肥30%，穗肥20%； 磷酸二氢钙和氯化钾底肥70%，穗肥30%； 施肥折纯N 0.4g ·kg-1，纯P 0.2 g ·kg-1，纯K 0.16 g ·kg-1土. 所有处理土壤均添加外源As(Na2HAsO4 ·12H2O)，施入As浓度为60 mg ·kg-1. 设置不施硫处理，记AsS0； 施单质态硫，记AsS1，施入量折纯S含量0.3 g ·kg-1； 施石膏(CaSO4 ·2H2O)，记AsS2，施入量折纯S含量0.3 g ·kg-1. 混匀后在塑料盆中淹水，保持水层3 cm，平衡20 d. 实验设计共3个处理，每个处理各6个重复，随机排列. 水稻品种为丰两优1号，水稻栽培播种期2013年5月5日，移栽期6月17日，全生育期为144 d. 按照大田生长状况，移栽返青后开始监测根系0-5 cm范围内土壤溶液pH和氧化还原电位Eh等水质参数，并分别于分蘖期(2013-07-20)、 孕穗期(2013-08-14)、 扬花期(2013-08-29)、 成熟期(2013-09-27)采集植株样品和土壤样品，进行相关化学分析. 1.2 分析方法 1.2.1 土壤基本理化性质
分析方法参照文献[18]，通过DZS-707型多参数水质分析仪(上海)测定每日pH和氧化还原电位(Eh)等水质数据； 水稻根系表面铁锰胶膜用抗坏血酸+柠檬酸钠+乙酸钠方法(ACA，浸提剂包括0.3 mol ·L-1柠檬酸钠、 10%乙酸钠和抗坏血酸)浸提[19]，原子吸收分光光度计(ZEEnit-700)进行测定Fe和Mn的含量，同时测定水稻根表胶膜吸附砷含量，根表铁锰胶膜厚度以每千克干根重所含铁锰毫克数计算的方法参照文献[20]，植株中As采用湿灰化法消煮，原子荧光分光光度计(AFS 2202E)测定上述溶液As的浓度. 1.2.2 土壤砷赋存形态采用连续分级提取方法 准确称取土壤1.000 g，As连续分级提取步骤如下(表 1). 每一步提取后提取液均在4000 r ·min-1下离心20 min，0.45 μm滤膜过滤后，待测液As用原子荧光分光光度计(AFS 2202E)进行测定.
 | 表 1 As的连续分级提取 1) Table 1 Sequential extraction procedure for As |
采用Microsoft Excel 2003、 GraphPad Prism 5.0和SPSS 19.0对所得数据进行处理与分析，方差分析采用新复极差法. 2 结果与分析 2.1 水稻生育期内土壤溶液pH的变化趋势
水稻生育期间在根表 0-5 cm范围内土壤溶液pH的变化如图 1. 从2013年6月27日-8月8日，土壤溶液pH值从7.8开始下降到7.0左右，8月8日后溶液pH又开始上升至7.5左右，pH平均值范围为7.38-7.45.
 | 图 1 根系0-5 cm深度土壤溶液pH变化Fig. 1 Changes in pH of soil solution at 0-5 cm depth of root surface
日期为2013-06-27-2013-09-22，下同 |
根据水稻生长的不同生育期pH的变化(表 2)，分蘖期土壤溶液pH的变化为单质硫>不施硫>石膏硫，但三者均值在7.5左右，相互间差异不显著. 在孕穗期溶液pH值较分蘖期的有所下降，施用石膏硫处理降幅最大，平均降低0.29，施用单质硫处理平均降低0.26，不施硫处理pH降低幅度最小，平均降低0.17. 在扬花期不同处理的溶液pH均较孕穗期有所上升，施用石膏硫的上升幅度最大，平均升高0.30，施用单质硫的平均升高0.26，不施硫处理上升幅度最小，平均升高0.18； 在成熟期，各个处理pH值均略有升高.
| 表 2 根0-5 cm深度土壤溶液pH变化频数分布Table 2 Frequency distribution of soil solution pH change at 0-5 cm depth of root surface |
水稻生育期间根部0-5 cm范围内土壤溶液Eh的变化如图 2. 从3013年6月29日-7月23日土壤溶液Eh值开始下降，7月25日后溶液Eh值又开始上升，8月8-23日逐渐下降，8月24日后维持在200 mV左右，Eh值大多出现在100-300 mV.
 | 图 2 根系0-5 cm深度土壤溶液Eh变化Fig. 2 Changes in Eh of soil solution at 0-5 cm depth of root surface |
根据水稻生长的不同生育期Eh的变化(表 3)，在拔节期与分蘖期保持浅水发棵，促进稻苗生长，无论是中值还是平均数来看，不施硫肥处理的溶液Eh值最大，其次是施用石膏处理和施用单质硫处理的，两者差异不明显； 在抽穗孕穗期由于深水(7-10 cm)护苗，Eh 比分蘖期的降低明显，不施硫的降低幅度最大，平均降低65 mV，施用石膏的平均降低37 mV，施用单质硫的Eh降低幅度最小，平均降低24 mV. 在开花期保持浅水层(4-6 cm)，不施硫和施用石膏的处理Eh有不同程度的上升，但施用单质硫的处理平均Eh继续降低； 在成熟期水分管理是后水不见前水，Eh平均值继续上升，施用单质硫的上升幅度最大，平均上升33 mV，其次施用石膏的平均上升17 mV，不施硫的平均上升5 mV.
| 表 3 根0-5 cm深度土壤溶液Eh变化频数分布Table 3 Frequency distribution of soil solution Eh change at 0-5 cm depth of root surface |
不同处理下各个生育期水稻根系、 地上部茎叶及籽粒干物重见图 3. 水稻根系、 地上部及成熟期的总生物量，施硫处理与不施硫处理间有差异性显著(P<0.05)，其中单质硫处理效果最好，其次为施石膏处理，不施硫处理效果最差. 整个生育期内水稻生物量，无论是根系，还是地上部及籽粒，施硫处理(AsS1、 AsS2)均较对照(AsS0)处理有一定的提高，与对照处理相，AsS1处理与AsS2处理水稻根系生物量分别提高了14%-26%和24%-42%； 地上部茎叶生物量分别提高了48%-66%和32%-42%； 成熟期籽粒干物重分别提高了308%和252%； 总生物量提高了37%-49%和37%-41%. 从整体来看，AsS1处理与AsS2处理下水稻各部位生物量差异并不显著，基本没有差异.
 | 图 3 水稻生育期内不同部位干物重Fig. 3 Dry matter weight of different parts in rice growth stage |
水稻根系表面形成的铁锰氧化物胶膜(图 4)，以铁氧化物胶膜为主[图 4(a)]，含量达到10-30 g ·kg-1； 锰氧化物胶膜相对较少，含量仅为0.1-1.3 g ·kg-1. 在分蘖期时，水稻根系表面铁胶膜厚度达到最大值29.5-35.4 g ·kg-1，随后孕穗期骤减至20 g ·kg-1左右，在扬花期降到最小8.2-10.2 g ·kg-1，随后有所回升，在成熟期升至16.1-18.4 g ·kg-1. 水稻根系表面锰胶膜厚度变化趋势与铁胶膜一致[图 4(b)]，在分蘖期时最大至1.1-1.3 g ·kg-1，在扬花期降到最低至0.07-0.14 g ·kg-1，在成熟期升高至0.32-0.37 g ·kg-1.
 | 图 4 不同生育期水稻根表铁锰胶膜厚度Fig. 4 Thickness of Fe and Mn plaque in rice growth stages |
不同处理间铁胶膜厚度大小，在分蘖期为AsS1处理>AsS0处理>AsS2处理，其中AsS1处理与AsS2处理间差异达到5%显著水平； 在孕穗期，AsS1处理最高，而AsS0处理最低，两者差异达到5%显著水平，AsS2与AsS1、 AsS0处理之间差异不显著. 在扬花期和成熟期，AsS2处理胶膜厚度略高于其余两个处理，但差异不显著. 在分蘖期锰胶膜厚度AsS0处理>AsS1处理>AsS2处理，在其他时期表现为AsS2处理>AsS0处理、 AsS1处理，但各处理之间差异并不显著. 2.5 不同生育期水稻根系表面胶膜上As吸附量变化
不同生育期水稻根系表面胶膜吸附As量见图 5. 在分蘖期时水稻根表胶膜吸附As达到最大值，为583-719 mg ·kg-1，随着生育期推进，As吸附量逐渐降低，在孕穗期为466-621 mg ·kg-1，在扬花期和成熟期降至310-384 mg ·kg-1.
 | 图 5 水稻根表吸附As含量Fig. 5 Concentrations of As adsorbed onto root surface of rice |
在分蘖期，AsS1处理要显著高于对照，而AsS2处理介于两者之间，差异并不显著； 在孕穗期，AsS2处理显著高于AsS0处理和AsS1处理； 在扬花期，AsS2处理>AsS1处理>AsS0处理，三者差异并不显著； 在成熟期，AsS2处理和AsS1处理要显著低于对照处理. 可知AsS1处理下水稻分蘖期根表胶膜吸附As含量较高，在孕穗期及其后期降低较为明显； 而AsS2处理下水稻孕穗期根表胶膜吸附As含量较高，与分蘖期相比，降幅不大，但在扬花期和成熟期降低较为明显. 2.6 不同生育期水稻各部位As的积累变化 水稻吸收的As主要集中在根内，地上部含量相对较低，而籽粒中As的含量最低(图 6).
地上部茎叶中As含量在分蘖期有显著性差异[图 6(a)]，施用硫肥处理要显著低于不施硫肥处理； 在孕穗期，AsS1处理的茎叶As含量显著高于其余2个处理； 扬花期地上部茎叶As含量3个处理间差异不显著，但AsS1处理高于其余2个处理； 成熟期地上部茎叶吸收As含量有显著性差异，吸收As含量为AsS0处理>AsS1处理>AsS2处理.
 | 图 6 不同生育期水稻各部位As含量Fig. 6 Concentration of As in different parts in rice growth stage |
根系中As含量变化趋势与地上部茎叶吸收As含量相似[图 6(b)]. 在分蘖期，水稻根系正在快速生长过程，吸收As的绝对量较低，各处理之间差异不显著； 至孕穗期，植株生长吸收As量快速增加，在扬花期达到最大值为498-534 mg ·kg-1，在成熟期有所下降，不施硫肥处理水稻根系吸收As含量要显著高于施硫肥处理，AsS1与AsS2处理间水稻根系As含量也差异显著.
水稻籽粒中As含量表现为AsS0处理>AsS1处理>AsS2处理，且差异显著[图 6(c)]. 2.7 不同生育期水稻土As赋存形态的变化
不同生育期水稻土中As赋存形态含量见图 7. 整个生育期内，土壤As的形态以非专性吸附态所占比例为2.1%-5.1%，专性吸附态所占比例为32.5%-36.6%，无定形铁锰氧化物结合态所占比例为29.3%-39.6%，结晶铁锰氧化物结合态所占比例为11.7%-15.3%； 残渣态含量所占比例为9.7%-22.4%. 专性吸附态和无定形铁锰氧化物结合态所占比例达到61.8%-73.5%，非专性吸附态所占比例最低.
 | 图 7 水稻不同生育期As不同形态含量Fig. 7 Concentration of As in different speciation in rice growth stages |
在分蘖期[图 7(a)]，AsS1处理的专性吸附态和无定形铁锰氧化物结合态As 显著低于AsS2处理，土壤As的其他形态之间差异不显著. 在扬花期[图 7(b)]，AsS1处理的专性吸附态、 无定形铁锰氧化物结合态和残渣态As显著高于AsS2处理，非专性吸附态与结晶铁锰氧化物结合态的3个处理之间差异不显著. 在成熟期[图 7(c)]，AsS0处理的专性吸附态和无定形铁锰氧化物结合态As显著高于AsS1和AsS2处理，后两者处理差异不显著，残渣态差异显著性为AsS1>AsS0>AsS2，3个处理的非专性吸附态和结晶铁锰氧化物结合态As的含量之间差异不显著.
从图 7还可以发现，随生育期的延长，各处理的非专性吸附态As的含量显著下降. AsS0和AsS2处理的专性吸附态As含量在分蘖期显著高于在扬花期，AsS1处理的在分蘖期显著低于扬花期； 3个处理的无定形铁锰氧化物结合态As含量在分蘖期显著高于在扬花期，AsS1处理的结合态As的含量随生育期延长显著下降，其他2个处理在扬花期与成熟期土壤As含量变化不显著. 3 讨论 3.1 硫素对水稻干物重的影响
有研究发现，外源添加含硫的还原型谷胱甘肽和半胱氨酸可提高水稻幼苗对As(Ⅲ)或As(Ⅴ)的耐性，缓解由其产生的氧化胁迫，从而改善幼苗生长状况[22,23]. 水稻分子遗传学研究发现，硫酸根同化的质体ATP硫酸化酶基因可能是控制水稻砷积累的基因之一[24]. Abedin等[4]研究发现，随着灌溉水中As含量的增加，水稻株高、 根系生物量、 籽粒重等显著降低. 从图 3可知，AsS1处理和AsS2处理能明显提高As污染下水稻根系、 地上部茎叶及籽粒的干物重，说明通过施用S肥(单质硫及石膏)能够缓解As对水稻生长发育的毒害作用. 整体上施用单质硫与石膏处理间没有显著差异，但单质硫效果要稍好于石膏，这可能是因为单质硫属于还原性物质，单质硫经过一系列生物、 非生物作用被氧化为SO2-4，从表 3看出，在孕穗抽穗期的Eh值，处理AsS1比AsS2的要高，可能水稻根系分泌更多氧，为单质硫氧化成SO2-4提供条件，为水稻生长发育吸收利用； 而石膏微溶于水后，有一部分游离的SO2-4可被水稻吸收利用. 为水稻提供硫素主要集中在生长发育的营养临界期，而后期则相对减少. 3.2 硫素对水稻根系铁锰胶膜含量的影响
在淹水环境中生长的一些水生植物，通过根系泌氧等途径来氧化其根际环境，经过连续氧化后，厌氧环境中大量存在的Fe2+ 和Mn2+离子在水稻根系表面被氧化，并形成红棕色铁锰氧化物胶膜[8]，该层氧化物胶膜对植物抗重金属毒害等有一定的积极作用[10,11]. 土壤环境pH、 Eh等对水稻根表胶膜的生成有重要影响[25]. 刘文菊等[26]研究后发现，水稻生长环境中不同来源(来自土壤和来自灌溉水)的砷对水稻根系表面胶膜的形成也有显著的影响. 此外，不同基因型品种的水稻因其氧化能力不同，根表形成的胶膜也存在有显著差异[27].
图 4结果显示，水稻根系表面的铁锰氧化物胶膜以Fe膜为主，Mn膜相对较少. Ye等[28]研究发现，尽管向营养液中添加了相同浓度的铁和锰，来诱发铁锰胶膜的形成，但在水稻根系表面锰的数量要远低于铁的数量. 水稻根表胶膜呈现先降后升的趋势，原因可能为分蘖期前后水稻处于淹水状态下，土壤保持厌氧还原状态(图 2)，稻根周围存在有大量的还原性Fe2+、 Mn2+，这些还原性物质迁移至水稻根系表面后，被水稻分泌的氧气及氧化物等氧化形成铁锰氧化物胶膜附着在稻根表面； 随后进行的晾田等田间管理措施改变了土壤厌氧还原状态，还原性物质被氧化，迁移至根表的还原性Fe2+、 Mn2+等大量减少，根表铁锰氧化物胶膜厚度降低； 后期保持水层，土壤中氧化态铁锰离子被还原为Fe2+、 Mn2+等还原性离子，根表胶膜厚度又开始升高.
图 4表明，施用石膏处理在分蘖期Fe胶膜厚度低于对照，其原因可能与石膏在渍水环境中的还原过程有关. Murase等[29]研究表明，在渍水还原状态下，植株根系周围存在有大量Fe2+等低价态离子，而SO2-4在硫酸盐还原菌的作用下被还原，还原产物S2-会与Fe2+反应生成FeS等沉淀，这个过程减少了迁移到根表的Fe2+等还原性离子的数量. 而施用单质硫的处理使Fe胶膜厚度高于对照，可能是单质硫属于还原性物质，在浅水还原状态下可使土壤中的还原性离子不被氧化，与对照相比，有更多Fe2+等离子可迁移至根系表面形成胶膜. 分蘖期后，施S(AsS1、 AsS2)处理在一定程度上促进了水稻根系表面铁氧化物胶膜的形成. Hu等[30]研究表明，施用S肥能诱导水稻根表胶膜的形成.
结果表明，AsS2处理在水稻生长前期，根表胶膜低于AsS1处理，而中后期开始高于AsS1处理. 原因在于，前期淹水状态下AsS2处理生成FeS等沉淀，致使其胶膜厚度低于AsS1处理； 中后期以后，FeS等沉淀中的低价态S被氧化为SO2-4，释放其中的Fe、 Mn等离子，为胶膜的形成提供更多Fe2+等.
整体上比较，SO2-4-S的施入能增加水稻根系表面铁锰胶膜的含量，这与前人的研究结果一致； 而单质硫能促进Fe膜的形成，对Mn膜则有一定的抑制作用； 并且在同一浓度水平下，施用SO2-4较单质硫能促进水稻根系表面生成更多的铁锰胶膜，此结论与Hu等[30]的研究结果一致. 3.3 硫素对水稻根表胶膜As吸附量的影响
水稻根系表面的铁锰氧化物胶膜与土壤中的铁锰氧化物及其胶膜的性质极为相似，其有很大的比表面积和—OH功能团，有明显的吸附特性和一定的氧化还原作用，同重金属和其它的阴离子、 阳离子发生共沉淀和吸附作用[9,10,11]. 在淹水还原状态下，由于铁氧化物还原溶解和As(Ⅴ)还原成As(Ⅲ)，As主要以As(Ⅲ)为主[31]. As(Ⅲ)通过扩散和质流移动到根部表面，水稻根系特殊的泌氧作用保持根际的氧化状态，导致根表Fe(Ⅱ)的氧化和沉淀，从而吸附As离子[11]，在一定程度上抑制As离子进入水稻植株体内.
实验中，水稻根表胶膜As吸附量呈现下降的趋势，该现象与根表胶膜厚度变化有关，一是前期根系生长量小，后期根系生长量增加，由于根系生长量的稀释效应，导致前期水稻根表胶膜厚度较大，吸附As含量较高，随后胶膜厚度下降，导致吸附As含量也逐渐降低； 二是水稻根表胶膜上所吸附的As有一部分在水稻生长发育过程中逐步被吸收，运移进入水稻根系内，并向地上部分转移； 三是有一部分因为其他离子，如SO2-4等与As离子竞争吸附位点，从而被重新释放到土壤溶液当中.
不同处理间，水稻根表吸附As含量也不相同. 在分蘖期，AsS1处理最大，AsS2处理次之，二者均高于对照. 原因可能是，在还原状态下，施用单质硫处理还原性最强，根际周围有更多低价态As(Ⅲ)移动到根系表面而被吸附沉淀在根表胶膜上. 施用石膏硫处理，溶解释放的SO2-4在淹水状态下部分被还原为S2-，其与根表附近的As离子反应生成AsS等沉淀，降低了根表胶膜对As的吸附[32]. 同时也可能与石膏溶解释放出的大量SO2-4有关. SO2-4从土壤向水稻根际迁移以质流为主，当环境中SO2-4过多，超过水稻对S的吸收量时，会使SO2-4富集在根系表面，这些被富集在根表的SO2-4对AsO-2、 HAsO2-4等重金属离子的吸附/解吸、 吸收/拮抗都有一定的影响[33].
在水稻生育后期根表胶膜吸附As含量，施S处理下要显著低于对照，说明施用S肥能提高水稻根表胶膜对根际环境中As的阻碍作用，该结果与Liu等[10]研究结果相一致. 整体上看，不同S肥处理对水稻根表胶膜吸附As含量影响并没有显著差异. 3.4 硫素对As在水稻植株体中分布的影响
水稻植株体内As含量表现为自下而上依次递减，根系中As含量最高，地上部茎叶次之，籽粒中As含量最低，这与前人的研究结果一致[34,35,36]. Lei等[37]采用取自湖南省冶炼厂区污染水稻土进行盆栽实验，其研究结果表明，水稻植株内As的分布为：根系茎叶>稻穗. Abedin等[4]用8 mg ·L-1 As污染水进行灌溉，收获的水稻根系、 茎叶和糙米中As含量可达到107.5、 91.8、 0.42 mg ·kg-1，而本实验中根系As含量要远大于地上部茎叶中的As含量. 原因可能是，本实验添加了硫素，S可通过改变水稻根际环境pH、 氧化还原状态等影响水稻对As的吸收，以及As在水稻植株内的运输转移； 而Abedin等[4]在实验中添加了磷酸盐，P与As属于同族元素，两者之间存在有拮抗作用.
Wang等[38]研究发现，As污染下水稻根系、 茎叶中As浓度在分蘖期前后增加很快，孕穗期和扬花灌浆期有小幅增加，成熟期达到最高，这与本实验的结果不同. 有可能因为，在Wang等[38]的实验中采用的是罗沙胂和氨苯胂酸，而本实验用的是无机砷酸钠. 砷的形态及化学价不同，其生物有效性及对水稻的毒害作用不同[2]，也影响着水稻对As的吸收等.
图 6中可以看出，除分蘖期AsS2处理地上部As含量略高于AsS1处理外，其余时期前者根系、 地上部茎叶及籽粒中As浓度均低于后者，说明AsS2处理较AsS1处理能更有效地降低水稻植株内的As含量.
以上结果表明，施用S肥能明显降低水稻根系、 地上部茎叶以及籽粒中As的含量，并且施用石膏硫效果较单质硫更好. 3.5 硫素对土壤As赋存形态的影响
土壤砷形态分级能够反映砷的潜在移动性、 生物有效性及污染危害水平等信息[20,39]. 其中，Asnea易被生物吸收，危害性较大； Asea和Asam均可能在土壤理化条件改变时被释放成为有效态砷，而Ascr和Asrd则不易释放和被生物吸收，危害性较低[40].
本实验结果(图 7)表明，土壤中As以Asea、 Asam为主，Ascr、 Asrd次之，Asnea最少. 而Nóvoa-Muoz等[41]对位于西班牙的葡萄园区受污染酸性土壤进行研究发现，土壤中As以Ascr为主，所占比例为30%-34%，其次为Asrd，比例为24%-30%，Asam所占比例约18%-20%，而Asnea、 Asea最少，两者相加后占总As含量比例低于4%. 其与本实验研究结果不同的原因可能是，酸性土壤中铁锰氧化物含量较高，而水稻土中因其长期氧化还原交替进行而存在较多的铁锰氧化物等与As结合性较强的物质，同时本实验为外源As污染，在土壤中存在时间相对较短，故其中Asrd含量所占比例不高.
非专性吸附态及专性吸附态有较大的迁移性，可对植物造成较大毒性危害，称为有效态As[39]. 由图 7看出，在分蘖期AsS1处理Asnea+Asea之和显著低于AsS2处理的As含量2.85 mg ·kg-1，而在扬花期由于保持浅水层，AsS1处理Asnea+Asea之和高于AsS2处理的As含量0.77 mg ·kg-1，或许有更多的As溶解于土壤溶液中，造成AsS1的生物有效性高于AsS2，从图 6中不同处理的水稻植株内As含量变化，反映AsS1处理下土壤As有较高生物活性.
因此，S肥的使用能有效降低土壤As的生物有效性，使As在土壤中以更稳定的状态存在. 施用单质硫在前期提高了As的有效性及毒性，在中后期有所降低； 石膏硫可提高As在土壤中的稳定性，所以使用石膏硫降低As潜在危害性. 4 结论
(1)在水稻不同生育期内，土壤溶液pH平均值范围为7.38-7.45，且AsS0和AsS1处理高于AsS2处理； 土壤溶液Eh变化在200 mV左右，且AsS0处理高于AsS1和AsS2处理.
(2)从不同生育期水稻根系、 地上部茎叶及籽粒干物重来看，施用S肥(单质硫及石膏)能够缓解As对水稻生长发育的毒害作用.
(3)水稻根表胶膜以Fe膜为主，含量达到10-30 g ·kg-1，Mn膜相对较少，含量仅为0.1-1.3 g ·kg-1； 施用硫肥促进根表铁锰胶膜的形成，且单质硫处理比石膏处理的在分蘖期能促进根表铁锰胶膜的形成.
(4)水稻根表胶膜吸附As量与铁锰胶膜形成厚度一致，施用S肥能提高水稻根表胶膜对As的吸附量，在分蘖期单质硫处理比石膏处理的要高，在孕穗期石膏处理的反而显著高于单质硫处理.
(5)水稻吸收的As主要集中在根内，地上部含量相对较低，而籽粒中As的含量最低. 施用S肥能明显降低水稻根系、 地上部茎叶以及籽粒中As的含量，并且施用石膏效果更好.
(6)水稻土中As以专性吸附态、 无定形铁锰氧化物结合态为主，两者所占比例达到61.8%-73.5%. 在分蘖期AsS1处理Asnea+Asea之和显著低于AsS2处理As含量2.85 mg ·kg-1，而在扬花期AsS1处理Asnea+Asea之和高于AsS2处理As含量0.77 mg ·kg-1，或许有更多的As溶解于土壤溶液中，造成AsS1处理的生物有效性高于AsS2处理.
| [1] | Smedley P L, Kinniburgh D G. A review of the source, behaviour and distribution of arsenic in natural waters[J]. Applied Geochemistry, 2002, 17 (5): 517-568. |
| [2] | 王春旭, 李生志, 许荣玉. 环境中砷的存在形态研究[J]. 环境科学, 1993, 14 (4): 53-57. |
| [3] | Meharg A A. Arsenic in rice-understanding a new disaster for South-East Asia[J]. Trends Plant Science, 2004, 9 (9): 415-417. |
| [4] | Abedin M J, Cresser M S, Meharg A A, et al. Arsenic accumulation and metabolism in rice (Oryza sativa L.)[J]. Environmental Science & Technology, 2002, 36 (5): 962-968. |
| [5] | Brammer H, Ravenscroft P. Arsenic in groundwater: a threat to sustainable agriculture in South and South-east Asia[J]. Environment International, 2009, 35 (3): 647-654. |
| [6] | Gong Z T, Chen H Z, Yuan D G, et al. The temporal and spatial distribution of ancient rice in China and its implications[J]. Chinese Science Bulletin, 2007, 52(8): 1071-1079. |
| [7] | Quantin C, Grunberger O, Suvannang N, et al. Land management effects on biogeochemical functioning of salt-affected paddy soils[J]. Pedosphere, 2008, 18 (2): 183-194. |
| [8] | Weis J S, Weis P. Metal uptake, transport and release by wetland plants: Implications for phyto remediation and restoration[J]. Environment International, 2004, 30 (5): 685-700. |
| [9] | Liu W J, Zhu Y G, Smith FA, et al. Do phosphorus nutrition and iron plaque alter arsenate(As) uptake by rice seedlings in hydroponic culture?[J]. New Phytologist, 2004, 162 (2): 481-488. |
| [10] | Liu W J, Zhu Y G, Smith F A, et al. Do iron plaque and genotypes affect arsenate uptake and translocation by rice seedlings (Oryza sativa L.) grown in solution culture?[J]. Journal of Experimental Botany, 2004, 55 (403): 1707-1713. |
| [11] | Xu W, Wang H J, Liu R P, et al. Arsenic release from arsenic-bearing Fe-Mn binary oxide: Effects of Eh condition[J]. Chemosphere, 2011, 83 (7): 1020-1027. |
| [12] | Couture R M, Gobeil C, Tessier A. Arsenic, iron and sulfur co-diagenesis in lake sediments[J]. Geochimica et Cosmochimica Acta, 2010, 74 (4): 1238-1255. |
| [13] | Zhu Y G, Sun G X, Lei M, et al. High percentage inorganic arsenic content of mining impacted and nonimpacted Chinese rice[J]. Environmental Science & Technology, 2008, 42 (13): 5008-5013. |
| [14] | Anderson J W, Fitzgerald M A. Physiological and metabolic origin of sulphur for the synthesis of seed storage proteins[J]. Journal of Plant Physiology, 2001, 158 (4): 447-456. |
| [15] | Kumpiene J, Montesinos I C, Lagerkvist A, et al. Evaluation of the critical factors controlling stability of chromium, copper, arsenic and zinc in iron-treated soil[J]. Chemosphere, 2007, 67 (2): 410-417. |
| [16] | Al-Abed S R, Jegadeesan G, Purandare J, et al. Arsenic release from iron rich mineral processing waste: Influence of pH and redox potential[J]. Chemosphere, 2007, 66 (4): 775-782. |
| [17] | Borch T, Kretzschmar R, Kappler A, et al. Biogeochemical redox processes and their impact on contaminant dynamics[J]. Environmental Science & Technology, 2010, 44 (1): 15-23. |
| [18] | 鲁如坤. 土壤农业化学分析方法[M]. 北京: 中国农业科技出版社, 2000. |
| [19] | 高明霞, 胡正义, 王国栋. 水稻根表胶膜的浸提及其元素测定方法[J]. 环境化学, 2007, 26 (3): 331-334. |
| [20] | Taylor G T, Crowder A A. Use of DCB technique for extraction of hydrous iron oxides from roots of wetland plant[J]. American Journal of Botany, 1983, 70 (8): 1254-1257. |
| [21] | Wenzel W W, Kirchbaumer N, Prohaska T, et al. Arsenic fractionation in soils using an improved sequential extraction procedure[J]. Analytica Chimica Acta, 2001, 436 (2): 309-323. |
| [22] | Tuli R, Chakrabarty D, Trivedi P K, et al. Recent advances in arsenic accumulation and metabolism in rice[J]. Molecular Breeding, 2010, 26 (2): 307-323. |
| [23] | Shri M, Kumar S, Chakrabarty D, et al. Effect of arsenic on growth, oxidative stress, and antioxidant system in rice seedlings[J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2009, 72 (4): 1102-1110. |
| [24] | Zhang J, Zhu Y G, Zeng D L, et a1. Mapping quantitative trait loci associated with arsenic accumulation in rice(Oryza sativa)[J]. New Phytologist, 2008, 177 (2): 350-355. |
| [25] | Chen C C, Dixon J B, Turner F T. Iron coatings on rice roots: mineralogy and quantity influencing factors[J]. Soil Science Society of America Journal, 1980, 44 (3): 635-639. |
| [26] | 刘文菊, 朱永官, 胡莹, 等. 来源于土壤和灌溉水的砷在水稻根表及其体内的富集特性[J]. 环境科学, 2008, 29 (4): 862-868. |
| [27] | 胡莹, 黄益宗, 刘云霞. 砷污染土壤中不同基因型水稻根表铁膜的形成及其对砷吸收和转运影响[J]. 生态毒理学报, 2013, 8 (6): 923-930. |
| [28] | Ye Z H, Cheung K C, Wong M H. Copper uptake in Typha latifolia as affected by iron and manganese plaque on the root surface[J]. Canadian Journal of Botany, 2001, 79 (3): 314-320. |
| [29] | Murase J, Kimura M. Anaerobic reoxidation of Mn2+, Fe2+, S0 and S2- in submerged paddy soil[J]. Biology and Fertility of Soils, 1997, 25 (3): 302-306. |
| [30] | Hu Z Y, Zhu Y G, Li M, et al. Sulfur(S)-induced enhancement of iron plaque formation in the rhizosphere reduces arsenic accumulation in rice (Oryza sativa L.) seedlings[J]. Environmental Pollution, 2007, 147 (2): 387-393. |
| [31] | Sigfusson B, Meharg A A, Gislason S R. Regulation of arsenic mobility on basaltic glass surfaces by speciation and pH[J]. Environmental Science & Technology, 2008, 42 (23): 8816-8821. |
| [32] | Wang X, Yao H, Wong M H, et al. Dynamic changes in radial oxygen loss and iron plaque formation and their effects on Cd and As accumulation in rice (Oryza sativa L.)[J]. Environmental Geochemistry and Health, 2013, 35 (6): 779-788. |
| [33] | Hu Z Y, Haneklaus S, Wang S P, et al. Comparison of mineralization and distribution of soil sulfur fractions in the rhizosphere of oilseed rape and rice[J]. Communications in Soil Science and Plant Analysis, 2003, 34 (15-16): 2243-2257. |
| [34] | 王玲梅, 韦朝阳, 杨林生, 等. 两个品种水稻对砷的吸收富集与转化特征及其健康风险[J]. 环境科学学报, 2010, 30 (4): 832-840. |
| [35] | Rofkarl J R, Dwyer D F. Effects of light regime, temperature, and plant age on uptake of arsenic by Spartina pectinata and Carex stricta[J]. International Journal of Phytoremediation, 2001, 13 (6): 528-537. |
| [36] | Rahman M A, Hasegawa H, Rahman M M, et al. Accumulation of arsenic in tissues of rice plant (Oryza sativa L.) and its distributions in fractions of rice grain[J]. Chemosphere, 2007, 69 (6): 942-948. |
| [37] | Lei M, Tie B Q, Williams P N, et al. Arsenic, cadmium, and lead pollution and uptake by rice (Oryza sativa L.) grown in greenhouse[J]. Journal of Soils and Sediments, 2011, 11 (1): 115-123. |
| [38] | Wang F M, Chen Z L, Zhang L, et al. Arsenic uptake and accumulation in rice (Oryza sativa L.) at different growth stages following soil incorporation of roxarsone and arsanilic acid[J]. Plant and Soil, 2006, 285 (1-2): 359-367. |
| [39] | Lombi E, Sletten R S, Wenzel W W. Sequentially extracted arsenic from different size fractions of contaminated soils[J]. Water, Air, and Soil Pollution, 2000, 124 (3-4): 319-332. |
| [40] | Caussy D. Case studies of the impact of understanding bioavailability: Arsenic[J]. Ecotoxicology and Environment Safety, 2003, 56 (1): 164-173. |
| [41] | Nóvoa-Muoz J C, Queijeiro J M, Blanco-Ward D, et al. Arsenic fractionation in agricultural acid soils from NW Spain using a sequential extraction procedure[J]. Science of the Total Environment, 2007, 378 (1-2): 18-22. |