砷在土壤中的形态转化及植物有效性研究

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中国农业科学院硕士学位论文砷在土壤中的形态转化及植物有效性研究姓名：胡留杰申请学位级别：硕士专业：土壤学指导教师：曾希柏20080601 摘要砷是世界卫生组织确定的高毒致癌物质，从上世纪初就开始受到科学家们的广泛关注。在农业生产中，砷主要是通过工业‘‘三废”、农业利用等方式进入土壤，施用含砷的农药、化肥、有机肥等是十壤中砷的重要来源之一。砷进入-十壤后，可被土壤胶体吸附固定，使其有效性降低。有机态砷进入土壤后，不仅被土壤吸附吲定，也可在土壤微生物的作用下，并通过一系列的土壤过程，发生形态和价态的转化。农业生产与入类生活息息相关，研究不同形态砷在土壤中的转化及对植物砷有效性的影响，对提高农产品质最，预防设施十壤中砷含量超标等具有很重要的意义。本文通过对山东寿光设施菜地土壤调查、数据分析等，揭示高集约化耕作方式下土壤中砷的形态分布特征；通过盆栽试验，研究外源无机态和有机态砷进入土壤后，在土壤中的形态和价态转化及其对植物有效性的影响，通过本研究获得以下主要结果：1．设旖土壤全砷和有效态砷含每均明显高于对照土壤(小麦地)。表层(0．20cm)和Ⅱ表层(20-40cm)土壤全砷含量分别是对照的1．19和1．23倍。有效态砷含量分别是对照的1．60和3．3倍。2．对设施土壤砷的形态分析结果表明，在四种形态砷中，有效态砷(AE—As)含量最低，在表层土壤(0．20cm)占全砷含量的1．65％，亚表层土壤(20-40cm)中占总砷的0．70％。设施r十壤中四种形态砷含量均高于对照土壤，且随着设施年限的延长，土壤四种形态砷含量都有所增加。不同设施年限之间，土壤中四种形态砷含量均存在显著性差异，这说明随农药、化肥和有机肥等进入土壤中的砷，在土壤中有一定的累积，对土壤存在一定的安全隐患。3．在土壤中加入外源砷进行室内培养试验表明，随着外源砷浓度的增加，各形态含量都显著增加。各形态砷与土壤外源砷浓度间的相关系数均高达O．99以上。当外源砷为五价砷(As(v))时，随着培养时间的延长，有效态砷(AE-As)含量逐渐降低，且降低幅度随着外源砷添加浓度的增加而降低；铝型砷(A1．As)随着培养时间的增加，含量逐渐增加，但其增加幅度随着外源砷添加量的增加表现出先增加后降低的趋势，铁型砷(Fe．As)和钙犁砷(Ca-As)含量增高幅度随着土壤外源砷添加晕的增高而逐渐降低。添加二甲基砷(DMA)的土壤中，砷含量变化则没有规律性。DMA加入土壤半年后残留率很低，盆栽土壤6个水平10、15、30、50、70、90mg／kg，每水平4次重复，残留率在80％．90％之间的占58％，70％．80％之间的占21％。55％一70％之间占21％。4．第二季小油菜收获后，土壤中DMA已经完全转化，主要以As(V)为主，还有部分转化为As(III)。通过对DMA在土壤中的恒温培养试验，结果表明：DMA进入土壤10el左右即发生了去甲基化反应，且随着培养时间的增加，DMA向As(V)转化的量越多，到40d时，30、50、70、90mg／kg四个水平。F，DMA的转化率分别达到了19．32％、17．70％、15．73％、13．29％。5．外源砷加入土壤后，随着培养时间的延长，有效态砷(AE-As)百分含量是不断下降的趋势，且其下降量与外源砷添加量有关。砷在土壤中培养两周后，与一周时的有效态砷含量相比，平均下降1．28个百分点，而培养三周后，与两周相比，下降了O．27个百分点；四个月时的AE—As比着两个月时下降最高，百分含量平均一F降了2．32个百分点。这说明培养四个月后土壤对砷的吸附固定仍在进行。土壤对砷的吸附固定是一个长期的复杂的过程。 6．低浓度外源砷对小油菜出苗率和生物量有刺激作用，高浓度外源砷则对小油菜产生毒害，且毒性为：DMA>As(V)。土壤中有效态砷含量与两季小油菜As含量有较好的相关关系，且都达到了极显著水平。种植两季小油菜后，土壤中的AE．As、A1一As、Fe．As、Ca-As含量均下降。本研究的相关结果，在一定程度上揭示了土壤中砷的形态与价态转化的初步规律，以及形态、价态转换与植物有效性的相互关系，为进一步明确土壤中砷的转变动力学机制、植物对土壤中砷的吸收利用机制等提供有效参考。关键词：As(V)，DMA，形态转化，植物有效性Ⅱ AbstractArsenicishighlytoxicanddefinitedasthecarcinogensubstancebyWHO．Ithasbeenpaidmoreattentionbyscientistssincethebeginningoflastcentury．Industrial”threewastes”andagriculturalmaterialinvestmentarethemainlypathwaysofarsenicintosoilduringtheagriculturalproduction，Theagriculturalemploymentofpesticide，chemicalfertilizerandorganicfertilizerthatcontainarsenicisimportantoriginofarsenicinthesoil．arsenicmaybeadsorbedandfⅨedbysoilcolloidafterthearsenicentersintothesoil，，80theavailabilityofarsenicwasreduced．Afterorganicarsenicintothesoil，it’snotonlyadsorbedandfixed．butalsotransformatedbetweentheformationandvalencebysoilmicroorganismthroughaseriesofsoilprocess．Agricultureproductioniscloselylinkedwithhumanbeings．Studiesonspeciestransformationofarsenicinsoilandtheeffectsonplantavailabilitywillmakegreatsensefortheimprovementoftheagriculturalproductqualityandpollutionpreventioninthegreenhousesoil．Inthisthesis，thedistributioncharacteristicsofarsenicingreenhousesoilwererevealedbyfieldsinvestigationanddataanalysis．Andthespeciestransformationandtheeffectsonplantavailabilitywerealsostudiedbyaddinginorganicandorganicarsenicintosoilinpotexperiments．themainresultswegotasbelow：1．TheconcentrationoftotalarsenicandtheWater-solubleplusexchangeablearsenic(AE—As)areobviouslyhigherthanwheatlandsoils．Thetotalarsenicconcentrationarerespectively1．19and1．23timesofWheetlandsoilsandtheAE—Asconcentrationarerespectively1．60and3．3timesofWheetlandsoilsinsurfacesoil(0—20cm)andsub—topsoil(20-40cm)．2．AE—Asconcentrationisthelowestinthefourformsofarsenicinthegreenhousesoil，AE·Asaccountsfor1．65％ofthetotalarsenicin0-20cmsurfacesoilandO．70％in20-40cmsub—topsoil．TheconcentrationoffourformsofarsenicingreenhousesoilarehigherthanwhichofWheetlandsoils，andtheconcentrationoffourformsarsenicingreenhousesoilareallincreasedwithplantingyearsincreasing，Thesignificantdifferencesbetweendifferentplantingyearswerefoundinfourformsofarsenicingreenhousesoil．Thisresultsindicatedthattheremaybeasafetyhazardsforagriculturalproductionwhenlotsofpesticide，chemicalandorganicfertilizeraleemployedintosoil．3．Theresultsofcultureexperimentsindicated：theconcentrationofABAs，A1一As，Fe—As，Ca-Asallhaveasignificantincreasewiththeexogenousarsenicincrease．ThecorrelationcoefficientofAE-As，Al·As，Fe—As，Ca-Asandexogenousarsenicisashighas99％．AccordingtoAsfV)processing，AE—Asconcentrationgraduallydecreasedalongwiththeextensionofcultivation，andthelowerratefallswiththeincreaseofsupplementarsenic．A1-Asconcentrationgraduallyincreasedwiththeextendingofcultivatingtime．However,theincreasedconcertrationofAI-Asincreaseswiththesupplementarsenicconcentrationincreaseandthendecreases，theincreasingamplitudeofFe-AsandCa-Asgraduallyreducewiththeincreaseofthesupplementarsenateconcentration．Anditsuggestedthat，thelowertheconcentration．themoretheuseofsoilcolloidfixedinacertainconcentration．TheconcentrationchangesofarsenateisnoregularityinDMAaddedsoil．AfterDMAaddedtothesoilhalfayear,them recoveryrateofarsenateisverylow,wesetsixlevelsofthepotexperiment，Eachlevelhas4repeat，theratethataccountfor80％-90％is58percent．70％·80％is21percent；55％一70％is21percent．4．DMAhasbeencompletelytransformed，mainlyintoAs(V)，alsolittleAs(III)generatedafterthesecondcultivationfinished．TheCultureexperimentsofconstanttemperatureindicatedthatdemethylationprocesshaoppenedin10daysafterDMAaddedintosoil，about40daysafter，TheconversionrateoftheDMArespectivelyreached19．32％，17．7％，15．73％，13．29％inthelevelsof30、50、70、90mg／kg．5．ThepercentageofAE—Asdecreasedalongwiththeextensionofcultivatingtime．Aftercultivatedfortwoweeks．theconcertrationofAE-Asdecreasedby1．28％comparedwithwhichcultivatedforoneweek．ButtheconcertrationofAE—AsdecreasedbyO．27％aftercultivatedthreeweekswhenComparedwithwhichcultivatedfortwoweeks．TheconcentrationofAE-Asaftercultivatedfor4monthsdecreasedmost，andithasbeendecreasedby2．32％．Thisresultssuggestedthataftercultivatedforfourmonths，theadsorbtionandfixationofarsenictosoilstillhappened．Itisaverycomplicatedprogress．6。Theresultsofarsenicavailabilityexperimentsindicated：thelowconcentrationofarsenichasastimulatingeffectontheEmergencerateandbiomassofsmallRape．HighconcentrationofarsenicplaysoppositelyroleonsmallRape．ThebiologicaltoxicityofDMAandAsⅣ)：DMA>As(v)．ThereisaSignificantcorrelationbetweentheconcentrationofAE-AsinsoilandthearsenicconcentrationinsmallRape．AfterthesecondcultivationofsmallRapefinished．theconcentrationofAE—As、A1-As、Fe．As、Ca-Asdecreased．Theresultsofthisstudyrevealedtheinitialregularyofthespeciestransformationofarsenic，andtherelationshipbetweenthearsenicspeciestransformationandplantavailabilityinacertainextent．theseresultsprovidedimportantreferencesforfurtherresearches，forexamplethemechanismofarsenicchangingdynamicandtheabsorptionmechanismsofarsenicbyplantsinthesoil．Keyword：As(V)，DMA，arsenicspeciestransformation，phyto—availabilityIV 英文缩写DMAAs(V)As(ⅡI)MMAAFS—HGAE．AsAl—AsFe—AsCa-As0．As英文缩略表英文全称DimethylarsenateSodiumarsenateArseniteMonomethylarsonicAcidAtomicRuorescenceSpectrometry-HydrideGenerationWater-solubleplusexchangeablearsenateAl—boundarsenicFe—boundarsenicCa-boundarsenicOffal-arsenic中文名称二甲基砷五价砷三价砷一甲基砷原子荧光氢化物发生法有效态砷铝型砷铁型砷钙型砷残渣态砷 独创性声明本人声明所呈交的论文是我个人在导师指导下进行的研究工作及取得的研究成果。尽我所知，除了文中特别加以标注和致谢的地方外，论文中不包含其他人已经发表或撰写过的研究成果，也不包含为获得中国农业科学院或其它教育机构的学位或证书而使用过的材料。与我一同工作的同志对本研究所做的任何贡献均已在论文中作了明确的说明并表示了谢意。研究生签名：胡岛杰．时间：泐g年石月罗日关于论文使用授权的声明本人完全了解中国农业科学院有关保留、使用学位论文的规定，即：中国农业科学院有权保留送交论文的复印件和磁盘，允许论文被查阅和借阅，可以采用影印、缩印或扫描等复制手段保存、汇编学位论文。同意中国农业科学院可以用不同方式在不同媒体上发表、传播学位论文的全部或部分内容。(保密的学位论文在解密后应遵守此协议)论文作者签名：钥甸盎．翮躲鼢私时间：硼g年占月7日时间：力叩占年6月rD日， 中围农业科学院硕f：学位论文第一幸绪论第一章绪论弟一早珀下匕砷(As)元素在元素周期表中位于第V族，原子序数33，原子量为74．92，由于砷的物理性质类似于金属，容易传热导电且具有光泽，因此称为类金属(metalloid)，但它比较脆，容易捣成粉末。砷在化合物中一般以+5、+3、-3三种价态存在。以+3价形成的As203在水中溶解时生成As(OH)3或H3As03。这种产物实际上是具有两性的氢氧化物，但因其酸性较强，所以称为亚砷酸。亚砷酸既可与碱作用，又可与酸作用。以+5价形成的As205溶于水则生成砷酸。砷酸的酸性比亚砷酸强，它能与碱作用但不能与酸作用。砷酸的盐类和亚砷酸的盐类均是正常十壤中最常见的砷化物，他们两者之间在一定的pH和Eh条件下，可以相互转化。砷酸和亚砷酸的碱金属盐都溶于水，其他盐类均不溶于水，但能溶于酸。1．1砷的生物学功能1．1．1砷对植物生长的影响砷不是植物生长必需的元素(廖自基，1992)。一般认为，低浓度的砷能刺激某些作物的生长，产生这种效果的原因不完全清楚。目前，对于砷的这种刺激作用有两种不同的解释：一种认为是由于砷化合物杀死了对植物有害的病菌或抑制其繁殖；另一种认为砷化合物可以起还原作用，它提高了植物细胞氧化酶的活性，因而促进生长(谢正苗，1994；Chrlenekva等，1977：Crecelius等，1974)。但有研究表明：低含量的砷合理的抑制植物的光呼吸，减少了光合产物的无益消耗，从而造成刺激植物生长发育的结果：微量砷也可提高作物叶片叶绿素含量，由于叶绿体是植物把无机碳转化为有机碳的场所，所以表现为刺激植物生长(胡家恕等，1996；陈同斌等，1993：杨文婕，1997)。当士壤中含砷量很高时，对植物则产生危害作用。从砷对作物的生理生化作用来看，过量的砷使叶绿素的形成受阻，引起叶面蒸腾’卜．降，阻碍作物体对水分的吸收及水分从根部向地上部分的运送，从而使叶片萎黄，光合作用受到抑制，作物营养生长不良(许嘉琳，1996)。Bonner对黑麦的研究表明，砷的累积影响到了根的伸长，主根的生长点细胞较易受到砷的毒害，因而细胞分裂被抑制，于是从生长点附近的细胞又会分裂出次生根，这些次生根伸长也会受到妨害，而成了粘连在一起的短根(杨国治，1976)。不同作物对砷的反应差异很大，豆类和黄瓜易受砷的危害，而谷物和牧草耐砷较强。一些作物对砷的忍耐性为：马铃薯>水花生>空心菜>烟草>花生>辣椒>生姜>水稻，总的表现为水生植物对砷比旱地作物敏感(刘更另等，1985)。砷的毒害还表现在对作物体内酶活性的影响上，砷对若干酶的抑制作用非常明显，如根部高度累积的砷抑制了过氧化氢酶的活性。过氧化氢酶属于氧化还原酶，具有使作物免受过氧化氢毒害的作用，其活性的下降势必对作物的生长造成影响。1．1．2砷对人类健康的影响砷大多数情况下被视为有毒元素，因此其营养作用容易被忽视。但是，古代人们就已经发现了砷对人体的有益作用。历史上砷曾作为兴奋剂和强壮剂，久服砷可强壮身体御寒。据报道，欧 中国农业科学院硕十学位论史第一章绪论洲阿尔卑斯山及德国某地人群长期服用一定量的砷，可预防多种疾病，改善健康状况，并保持精力充沛。1975年许多营养学家曾将砷列入高级动物必需或可能必需的微量元素。并且认为砷与其他微量元素一样，有严格的剂量关系，过量则有毒性并致癌。低浓度砷则有利于机体生长繁殖。砷化合物中有许多被用做治疗药物，砒石可杀虫、堕胎、蚀疽腐肉，并是一种变质强状药。内服少量，可使组织增殖，皮F蜂窝组织脂肪沉着而呈现丰润健康之象。还可治疗神经衰弱，对慢性皮癣、炎症、湿疹、鳞屑癣、红色苔藓、皮肤病、恶性疟、久疟、顽疟等砷也有疗效。外用是恶疽的腐蚀剂、枯痔散的主药。砷还能与硒产生拮抗作用，治疗硒中毒。过量的砷会对人体产生危害。一个世纪以前，就有关于砷致皮肤癌的临床病例报道。砷可诱导姐妹染色体互换而引起染色体畸变，还可以增强某些DNA损伤剂的致突变作用以及抑制干扰素的合成而产生致癌作用。有人认为砷的基冈毒性与肿瘤生长之间有一定的剂量反应关系，高砷暴露较低砷暴露的风险性更大。在以小白鼠为受体做毒性试验中，半致死剂量LD50(mg／kg)：arsine(AsH3)3，As(m)14，AsⅣ)20，dimethylarsinicacid(DMA)700-2600，arsenobetaine>10000，arsenosugar>8000(Kaise等，1996)。高浓度的砷可立即杀死细胞，人体一次误服0．19As203即可危及生命。因此，美国环境保护机构已于2001年1月将饮用水砷限量从50llg／kg降低到10pg／kg。砷化物的毒性作用，主要是与人体细胞中酶系统的硫基相结合，致使细胞酶系统作用障碍，从而影响细胞的正常代谢。砷进入血循环后，还可以直接损害毛细血管，同时可使心、肝、肾等实质性器官发生脂肪性变。砷的急性中毒症状表现为恶心、呕吐、腹泻、剧烈头痛、高度脱水、痉挛、昏睡、发疳，最后心力衰竭而闭尿死亡。慢性砷中都除具有一般植物神经衰弱症外，较特殊的有皮肤过度色素沉着(“黑皮病”)、过度角化症、末梢神经炎、肢体血管痉挛及坏死(“黑脚病”)。慢性中毒常伴有肝肿大，重病还有贫血、黄胆、肝硬化，元气还会引起砷性皮癌。空气中的砷可引起皮肤和呼吸道粘膜刺激症状和皮疹、皮炎、溃疡、鼻中隔穿孔等症。1．2土壤中砷的含量分布和来源1．2．1土壤中砷的含量、分布砷在地壳中的平均含量，一般都在百万分之几的范围内1．7x10-4％一5x10-4％(王华东等，1989)。砷在地壳中以硫砷矿(AsS)、雌黄(As2S3)，雄黄(As4S4)，砷硫铁矿(FeAsS)存在或者伴生于Cu、Pb、Zn等硫化物。其在岩石圈各类岩石中的平均含量列于表1．1。表2．1砷在各类岩石中的平均含量Table2．1TheaveragelevelofarsenicinvarioustypesofRock岩石类型砷平均含量(％)石陨石(球粒陨石)超基性岩(纯橄榄岩等)基性岩(玄武岩、辉长岩等中性岩(闪长岩、安山岩)酸性岩(花岗岩、花岗闪长岩)沉积岩(粘土岩和贝岩)两份酸性岩加一份基性岩深海沉积物石灰质粘十质3xlff55xlffs2x10r42．4x10r41．5x1046．6x1041．7x104lxlor41．3x1042 中国农qp科学院硕f‘学位论文第‘章绪论由于砷在许多行业广为为应用，通过开采、加士、使用、废弃等过程使其大量残留到土壤中，造成世界范围内土壤中As污染普遍存在(Smith等，1998；赵其国，2003)，砷污染已成为全球危害十分严重的环境问题之一(Thoresby等，1979)。据报道，全球至少5000多万人El正面临着地方性砷中毒的威胁，其中大多数为亚洲国家，中国是受砷中毒危害最为严重的国家之一。在1956．1984年二十多年间，中国曾发生过30余起地砷中毒事件(廖自基，1992)。我国又是砷矿大国，砷矿广泛分布在我国的中南和西南的湖南、云南、广函、广东等省区，在砷矿开采或者是冶炼过程中，常因各种原因使其周边地区土壤和水体中砷的含量大大高于其它地区。砷在工农业生产中的利用也很广泛，由于使用不当等因素造成环境中砷的污染，尤其是砷在农业上污染较为严重。农业上含砷农药、化肥等农资产品的过量投入，可造成土壤砷的累积。砷在土壤中的累积不仅影响着植物、动物的生长和发育，而且可以通过食物链进入人体，对人类的生存和健康构成威胁。1．2．2土壤中砷的自然来源土壤中砷的自然源主要与地球化学过程和成土母质直接相关。一般说来，砷在地壳中的丰度为5x104％，世界十壤中砷含量值介于O．1—58．06mg／kg之间，中位值为6．0mg／kg(Bowen，1979)。在自然界中的砷主要以硫化物的形式存在，同时也伴有氧化物及含氧砷酸化合物、金属砷化物等，其中以毒砂(FeAsS)、砷铁矿(FeAs2)、雄黄(ASS)、雌黄(As2S3)、臭葱石(FeAs04．2H20)等含砷矿物比较常见，这些含砷岩石矿物的风化是土壤砷的主要天然来源。据估计，全球每年从岩石风化和海洋喷溅释放的砷量为1．4x105．5．6x105kg(Thoresby等，1979)。水侵蚀、植物吸收和火山活动等自然过程也可连续地将砷化物分散剑士壤环境中。我国各地区土壤砷含量的差异主要取决于成土母岩，如我国部分地区在花岗岩上发育形成的褐土含砷量一般为5．3—6．2mg／kg，在石灰岩、大理岩上发育形成的褐士上含砷量就高一些，一般为11．60～12．08mg／kg。1．2．3土壤中砷的人为来源土壤中砷的人为来源主要来自于工农业生产导致的人类活动排放。各种人类活动如采矿、冶炼、施肥、施用杀虫剂、废水排放和废渣堆放等都可导致局部土壤砷含量升高，造成土壤砷的污染。据统计，1981．1985年间，全球每年因人类活动输入到环境中的废气总量为5．44x1012m3—7．07x1012m3，5年合计2．53x1013m3，其中废气中的砷以干湿沉降形式，进入土壤(国家环境保护局，1988)(陈怀满，1996)。施用含砷农药、化肥和有机肥使土壤环境中砷含量增加，是农业土壤环境中砷污染的重要来源，例如不同的农用物资往往含有砷酸钙、砷酸铅、甲基胂、甲基胂酸二钠和砷酸铜等；化肥中以磷肥含砷量较高，一般为20--50mg／kg，高的可达数百mgAs／kg。1．3土壤中砷的主要存在价态及其转化1-3．1土壤中砷的主要存在价态砷在土壤中可形成许多无机的和有机的形态，常见的有机砷有甲基砷(MMA)、二甲基砷3 中国农业科学院硕卜学位沦文第一章绪论(DMA)、三甲基砷(TMA)；普通的无机砷有三氧化二砷、亚砷酸盐和五氧化二砷、砷酸、砷酸盐。从价态来分，砷主要以3价和5价的形式存在，砷及砷化物的毒性因价态、化合物构成不同而毒性不同。单质砷不溶于水和强酸，不易被人体吸收，因此毒性极低。有研究表明胂化氢的毒性最大，无机砷的毒性大于有机砷，三价砷的毒性大于五价砷，无机三价砷的毒性是无机五价砷的60倍(宣之强，1998)。土壤中主要砷化物其离解常数见表l(Brannon等，1987)。表2．2土壤中主要的砷化合物及离解常数Table2．2ThemajorarseniccompoundsanddissociationconstantinsoilAs(V)H3As04CH3AsO(OH)2，(CH3)2AsO(OH)24．198．77(CH3)2AsO(OH)(CH3)3AsO(CH3)3As+CH2COOH(CH3)3As+CH2CH20HH2NC6H4AsO(OH)2(CH3hAsO(OH)6．27Cu(CH3COO)2。3Cu(As02)2汪：pK为电禹常数的常用负对效。Nom：Nagativelg—DissociationConstanL许多研究结果表明：土壤氧化还原电位Eh和pH对土壤溶液中砷形态影响非常大，升高pH或者降低Eh都将增大可溶态砷的浓度，在氧化性土壤(Eh+pH>10)中，以As(V)为主要形态；而在还原条件下(Eh+pH<8)的存在形态以As(111)为主；当土壤溶液中pH为4—8时，常见形态为H3As03、H2As04、[HAs04】}。它们在土壤或沉积物中都可发生化学或微生物的氧化还原作用，并进行甲基化(Sadiq，1997；Masscheleyn等，1991；Marin，1993)。1．3．2土壤中不同形态砷的转化砷在土壤中的转化，一方面可以和铁、铝、钙、镁等离子形成复杂的难溶性含砷化合物；另一方面可以和无定形铁、铝的氢氧化物产生共沉淀。土壤中砷的形态转化与土壤的性质和铁、铝氧化物的含量有关。砷被土壤吸附主要是以阴离子形式与土壤中带正电荷的质点相互作用，其中铁、铝氢氧化物吸附砷起突出作用，土壤含无定型铁、铝氧化物越多，吸附能力越强。增强专一性吸附或共沉淀(Raven等，1998：Jain等，1999：魏显有等，1999：王云等，1995)。砷与铁、铝、钙结合的强度为：铁型砷>铝犁砷>钙犁砷。以这种形式存在的砷，不易发生迁移、其固定作用由下列反应产生：Fe3++AG043乙÷FeAs04A13++As043-．÷A从s043CaZ++As04’_+Ca(AsO屯)23M92++As04=’。--*Mg(As043)24 中同农业科学院硕十学位论文第一章绪论不同形态的砷的溶解度通常也是不同的：Ca3(As04)2>M93(As04)2>AIAs04>FeAs04，所以铁固定砷酸盐的作用最大，铝的作用要比铁的小，钙、镁所起的作用不如铁、铝显著(中国科学院南京土壤研究所环保室，1977)。在价态转化方面，有研究表明：在氧化状态下，在需氧生物环境中砷酸盐(As(v))是稳定的类型，并强吸附在泥土、铁和氧化锰，氢氧化锰及有机物质上；在还原条件下，土壤中亚砷酸盐(As(1iD)是主要的砷化合物。无机砷化合物被微生物导入甲基，在氧化条件下产生一甲基砷酸(MMA)、二甲基亚砷酸(DMA)和三甲基氧化砷(n似So)。在厌氧微生物状况下，可能分解挥发并容易氧化成甲基砷。土壤中存在的砷形态依赖于土壤中砷的类型和吸附成分的数鼍和pH值以及氧化还原电位的作用(Chakraborti等，2001)。1．4土壤中砷的分析测定1．4．1土壤中总砷的分析测定关于土壤中总砷的测定方面，我国主要依据国家标准检验方法(GB8915—88)，即采用样品湿法消解一DDC—Ag比色法测定。但蒲朝文等研究发现该方法的准确度较差，这主要是由于湿法消解土壤中的砷时，样品粒径和硫酸的用鼍均对测定结果有重要影响，其最终试验结果表明过160目筛的士样测定结果比较理想，精确度较高(蒲朝文等，2002)。当分别采用为2、4、6、8ml的硫酸对砷进行消解时，6ml的损失率最低，仅为1．6％，而2ml消解的砷损失率为17．4％，从而在采用三酸(HN03一H2S04-HCl)消解时，硫酸的用量以6ml为最佳(张普敦等，2001)。因为采用上述传统的土样测定方法尚存在明显不足之处，越来越多的学者开始采用USEPA的推荐方法进行土壤样品中总砷的测定(UnitedStatesEnvironmentalProtectionAgency，1996)。1．4．2土壤中各形态砷的分析测定砷在生态环境中的生物效应，并不完全取决于它的总量，更与其形态有密切关系。因而，对不同形态砷的测定方法在国际上备受关注(Mohammed等，1997；Mafia等，2005)。土壤中的砷主要以有机和无机两种形态存在，包括As(V)、As(III)、DMA、DMAA等。而常用的砷主要采用气相色谱、液相色谱等进行形态分离，同时采用各种原子特征检测器检测，如利用AAS、ICP—AES和ICP．MS等(Rubio等，1992；Angeles等，1995)。近年来，高效液相色谱(HPLC)与原子吸收光谱法(AAS)联用技术应用较多。液相色谱在砷形态分离中常用的有离子交换色谱、反相色谱和凝胶色谱3种类型。同时，高效液相色谱与原子发射(AES)，吸收光谱(AAs)的联用、高效液相色谱与原子荧光光谱(AFS)的联用、高效液相色谱与质谱(Ms)的联用也广泛用于砷的形态分离(L6pez等，1993．HirataShizuko等，2005)，这些分离技术多具有灵敏度高、检测限低等特点。离子色谱分析技术，尤其是离子色谱一电感耦合等离子体．质谱(ic—ICP．MS)的联用技术在砷形态分离上具有较高的检测灵敏度，而且ICP—MS与IC联用非常方便，是近年来一种新型的砷形态分离技术，但是目前此技术多用于水体中不同离子形态砷的测定。5 中囝农业科学院硕l一学位论文第‘幸绪论1．5土壤中砷的迁移及其影响因素重金属通过农业灌溉、农药化肥、污泥、垃圾农用等途径进入农业生态系统(Mann，2002)。重金属在设施土壤中的迁移转化的形式复杂多样，并且往往是多种形式错综结合。重金属进入土壤，可能借助于植物根或士壤微生物随液体或悬浮液迁移。可溶性重金属化合物在土壤溶液中扩散，也可能随液体流动。淋洗粘土和有机质可促使所有与之结合的重金属迁移。植物对重金属离子的吸收可使离子从土壤下层向上富集，这是由于植物地上部死亡后分解所致。同时重金属也可被士壤微生物吸收，因此微生物也可参与重金属的迁移。蚯蚓和其他生物可掺混士壤或将重金属吸入组织内，通过这种机械的或生物的途径促进重金属的迁移(杨景辉，1995)。近年来，国内外不少学者对影响重金属在土壤一植物系统中的迁移转化进行了研究，并且将重金属在土壤中的迁移转化分为物理、化学和生物迁移三种形式，影响重金属迁移转化的因素包括土壤理化性质、土壤中重金属含量形态及植物特性，这方面的研究国内外均有报道(孙铁珩等，2002)。砷在土壤中迁移转化有两个决定冈素(廖自基，1992；张国祥等，1996)，一是士壤具有使易溶性砷化物变成为难溶化合物的能力；二是使砷的难溶化合物变成易溶化合物的能力。这些能力除了与土壤的类型有关外，还和土壤的Fe、Al、Ca、Mg有关，同时还受士壤pH和Eh的影响、微生物以及磷的影响(Challenger，1951；Forst等，1997)。1．5．1物理迁移土壤溶液中的重金属离子或络合离子可随水迁移至地面水体，但更多的是重金属可通过多种途径包含于矿物颗粒内或被吸附于土壤胶体表面上，随r十壤中水分的流动而被机械搬运。在多雨地区的坡地上，重金属随水冲刷的机械迁移更明显；在干旱地区，包含于矿物颗粒或者土壤胶粒的重金属以尘土飞扬的形式随风而被机械搬运(孙铁珩等，2002)。1．5．2化学迁移和物理化学迁移土壤中重金属污染物能以离子交换吸附或络合．鳌合等形式和土壤胶体相结合，或发生溶解与沉淀反应。离子交换吸附的发生与土壤胶体微粒带电荷有关。在正常自然环境中的大部分胶体(粘粒矿物、有机胶体、与含水氧化硅)等带负电荷，只有少数胶体如含水氧化铁、铝，在酸性条件下带正电(孙铁珩等，2002；杨景辉，1995)。对于不同类型的土壤可能有不同的吸附顺序，重金属离子可被水合氧化物表面牢同地吸附，这种吸附不一定发生在带电表面上，亦可发生在中性表面上，甚至在吸附离子带同号电荷的表面上进行，其吸附鼍的大小并非决定于表面电荷的多少和强弱，这是与离子交换吸附的根本区别之一。重金属还可被土壤中有机胶体络合或螯合，或为有机胶体表面吸附。Sadiq等用热力学方法研究了含砷矿物在土壤中的稳定性，结果认为，在通气良好和碱性的土壤中，Ca3(As04)2是最稳定的含砷矿物，其次是Mn3(As04)2，后者在碱性和酸性环境中都可能形成(Sadiq等，1983)。1．5．3生物迁移植物可通过根系从土壤中吸收某些化学形态的重金属，迁移到作物的茎叶及籽实中，并在作6 中国农、眦科学院硕l’学位论文第‘章绪论物体内积累。这一方面可以看作是生物对土壤重金属污染的净化。通过对小麦、水稻、蔬菜和木本植物的研究表明，植物可以通过根系从土壤中吸收各种化学形态的重金属，使其迁移到植物的茎叶和籽实中(Christophe等，1999；蔡志全等，200l；李博文等，2003：衣纯真等，1996：张国平等，2002)。另一方面也可看作是重金属通过土壤对作物的污染。除了植物吸收外，土壤微生物的吸收及十壤动物啃食重金属。研究表明，土壤中某些真菌、酵母菌和细菌可以使砷甲基化而逸出气体砷。1892年意大利科学家Gosio首先研究了含砷颜料墙纸中散发出来的烟雾生引起的毒性。他露空培养含有As：O。的马铃薯浆汁，不久就检测出其中有霉菌和伴随产生的大蒜味气体的一种霉菌Penicilliumbrevicaule，38年后这种气体最终确定为三甲基胂As(CH3)3。MeBride等报道，沼气细菌可以在溶液中使砷转化为甲基砷和二甲基砷。1．5．4土壤类型对砷迁移的影响冈土壤类型的复杂性，以及作物吸收能力的差别，土壤中砷的含量限度因土壤性质而定(谢正苗，1998；李勋光，1996)。研究证明(李勋光，1996)不同类型土壤对砷的吸附能力顺序为：红壤>砖红壤>黄棕壤>黑钙土埔士>黄士，这是由于母质的不同，造成吸附量的差异。土壤质地也影响着土壤中的迁移转化，一般而言，随着土壤中粘粒含量的增加，砷的被十壤同定的量显著增加。含Fe、Al较多的十壤对砷的吸附也较明显，Fe、舢和Mn对砷的吸附能力比层状硅盐矿物强得多，这是因为这些氧化物比表面能大，Fe、Al氧化物ZPC一般在pH8-9，故容易发生砷酸根的1E专性吸附和配位交换反应(李生志，1989)。不同物质对砷的吸附能力顺序为合成氧化铝>合成氧化锰>CaC03>蒙脱土>高岭土>蛭石>青泥土。土壤中砷的形态与水稻的受害程度密切相关，水稻的受害程度顺序为有效态砷(AE-As)>钠型(Na-As)．钙型(Ca-As)>铝型(A1一As)>铁型(Fe．As)>包蔽型(O—As)(谢正苗，1998)。砷在土壤中被固定或与土壤胶体相结合，水溶性极少，一般不足全砷的5％(肖玲，1998。)土壤中砷可与铁、铝、钙沉淀为难溶性砷酸盐。在农作物大豆的根际，砷各种形态都比非根际要高，砷在根际呈聚集状态(张广莉，2002)。1．5．5土壤砷浓度对砷迁移的影响砷对环境的污染程度以及砷化合物的毒性，不仅取决于其存在形态，更重要的还与砷存在状态的浓度总量有关。在作物中‘哑砷酸比砷酸毒性大几乎60多倍。朱云集等研究证明随砷浓度升高，小麦次生根数目减少，总根度、干根重、胚芽长度、脂质氧化酶(MDA)下降(朱云集，2000)。也有研究表明砷浓度小于7．5mg／L时对小麦发芽率、芽长的影响不大；当砷浓度大于7．5mg／L时砷浓度与小麦发芽率、芽长呈显著负相关；当砷酸浓度大于10mg／L时就对根长有显著影响，浓度愈大，抑制愈强。砷对根系活力、淀粉酶活性有极其显著的抑制作用，对呼吸强度也有抑制作用(朱云集，2000；刘登义，2002；陈静等，2003)。1．5．6伴随离子对土壤中砷迁移的影响在还原条件下，土壤中的无机硫是影响砷存留的主要因素(谢正苗，1998)，而在氧化条件下，氧化矿物如氧化铁是影响砷存留与释放的主要因素(陈静等，2003)。土壤中磷营养也对砷存留与释放有很重要的影响(Roy，1986)。在三种老成土(Ultsoil)上研究的结果表明：磷的存7 中同农、lk科学院硕fj学位论文第一章绪论在会影响砷、钼的吸收，但磷的吸附受砷、钼的影响并不显著，而钼的存在会使砷的吸附减少。砷在土壤中的最大吸附量与土壤酸度无关，但与草酸酰胺浸提态铝铁呈直线相关，并且与粘粒中草酸酰胺浸提态铁有一定的关系，磷酸根会显著的抑制砷吸附，而硫酸根、硝酸根、氯离子则几乎无影响。一般认为，砷污染环境中加入磷可减轻砷对作物的危害，原因可能是由于磷会与砷竞争吸附点位，而使砷的活性增强(Livesey，1981)。1．5．7土壤Eh、pH对砷迁移的影响土壤pH、Eh对土壤中砷的价态，形态都有重要影响。pH升高土壤对砷的吸附量减少，液相中的砷会增加。Eh、pH与砷溶解度之间的关系为：Eh降低、pH升高时砷的溶解度显著增加。在旱田及干土中，土壤的氧化还原电位较高，砷主要以正五价存在；在淹水条件下，尤其是在含有机质较多的沼泽地中，电极电位较低，砷酸可被还原为哑砷酸。山根农昭等人提出，实际水田中pH—Eh与砷酸、亚砷酸之间的关系可用下式表示：r，，．一1Eh：0．666-I-0．0245lg兽二生一一0．0885pHtH：As·一J根据上式，pH=6时，三价砷与五价砷的浓度比为1，则Eh=0．135V。不同的研究者在不同的土壤条件下，得出砷酸还原成亚砷酸的Eh范围是从0到0．135伏。不同价态的砷具有不同的溶解度，正五价的无机砷还原为正三价时溶解度会增大。有研究表明，土壤环境中pH和电极电位发生变化时，通过三个途径可以影响到十壤中水溶性砷的含量：第一是砷本身价态的改变；第二是对砷化合物吸附能力的影响，第三是对各种砷酸盐平衡的影响。由于水溶性砷可以直接被植物吸收利用，因此研究土壤环境中可溶性砷的迁移、转化比研究总砷更有意义(王华东等，1989)。1．5．8土壤有机质含量对砷迁移的影响土壤中有机质是一个复杂的体系，中国科学院南京士壤所将实验土壤中的有机质除去，结果砷的吸附量，反而比朱除去的还高(分别为242．50I．tg／kg和206．66I．tg／kg)，这可能是因为砷被土壤吸附，主要是以阴离子的形式与土壤中带正电荷的质点相互作用，而土壤中的有机胶体一般呈负电性，因此与待负电荷的砷酸根之间没有吸附作用。当土壤颗粒表面被有机胶体覆盖时，存在于矿物表面的一些带正电荷的质点，也就失去了与砷化合物相互作用的机会。因此，除去这些有机质覆盖物之后，土壤吸附砷的能力，也就相应的提高。这说明土壤对砷的吸附与有机质含量关系不大(李生志，1989)。1．6问题的提出及研究目的由于砷广泛应用于工农业生产，土壤环境中砷的污染已经引起了一些研究者的关注。据统计，1981。1985年间，全球每年因人类活动输入到环境中的废气总量为5．44x10121"i13．7．07x1012m3，5年合计2．53x1013m3，其中废气中的砷以干湿沉降形式，进入土壤(国家环境保护局，1988)(陈怀满，1996)。以致相当多的国家和地区发生了砷污染现象，如中国在1956．1984年间曾发生了30余起砷中毒事件。8 中用农业科学院硕fj学位论文第一尊绪论--I自上个世纪初，砷在七壤中的行为、形态和归宿～直受到世界各国的研究者们的普遍的关注，进行了大量的研究工作。我国对砷的研究方面起步较晚，始于上个世纪70年代末期，但是通过多年的努力，已经取得了大量的研究成果。近年来，国内外学者研究发现，植物体内砷的含量与土壤中有效态砷含量呈显著正相关，而与_十壤总砷含量没有较好的相关性，即使在砷含骨低的士壤上，如果有效态砷含量高，砷仍然可以通过植物吸收进入食物链，存在着对人体健康产生危害的风险。为了降低砷十壤中砷的生物有效性，减少土壤中砷的通过植物吸收进入食物链，仅依靠砷的总量来评价它对土壤环境及对植物毒性的影响是不科学的，研究砷在土壤中的形态分布及化学形态分析及是非常重要的。砷在土壤中的转化迁移，形态分布及植物有效性是一个十分复杂的过程，涉及到十壤各个方面的因素。土壤中的砷常以无机和有机两种形态存在，若依据十壤理化性质和与土壤胶体的结合形态判断，砷在十壤中的移动性是较弱的，土壤中的砷一般聚集在0．30cm的表层土壤中，所带来的的风险也会更为突出。因此较为系统的研究无机态和有机态砷在土壤中的形态转化及对植物的有效性具有非常重要的理论意义和实践价值。1．7研究思路本研究通过对山东寿光不同农业利用类犁土壤肥力及重金属状况等进行调查，并初步发现设施菜地中重金属砷出现了不同程度的累积基础上，进一步明确随农药、化肥等进入土壤的砷在土壤中的累积状况及形态分布，并通过盆栽试验，研究外源有机(DMA)和无机态(As(V))砷进入十壤之后与土壤胶体的结合，在土壤中的分布及植物生长的影响，并且系统研究了DMA在土壤中的价态转化，从而为为砷在土壤中的转化机制及植物吸收砷的研究提供参考。1．8技术路线技术路线分为野外调查和盆栽试验，研究砷在土壤中的分布特征、外源砷进入土壤后的转化及砷的植物有效性。其中，通过野外调查，研究设旌士壤中砷的形态分布特征及随种植年限的延长，土壤中砷的累积状况；利用盆栽试验，研究外源砷进入土壤之后的形态转化和砷的植物有效性。技术路线如下图所示：9 中同农业科学院硕lj学位论史第～幸绪论设施土壤中砷的形态特征砷在十壤中的形态转化及植物有效性研究野外调查设施土壤中砷随种植年限的变化盆栽试验10 中围农业科学院硕卜学位论丈第一一设施田十壤中砷的食量及其形态分布特征第二章设施土壤中砷的含量及其形态分布特征土壤曾被认为具有无限抵抗人类活动干扰的能力。其实，土壤也是很脆弱又容易被人类活动所损害的环境要素。由于受人为活动与土地利用不当的影响，我国土壤与环境问题日趋突出，这主要表现在土壤退化和环境污染两方面。当进入土壤的重金属元素积累的浓度超出了作物需要和忍受程度，而表现出受毒害的症状、或作物生长未受影响，但产品中某种重金属含量超过标准，造成对人备的危害时，才能认为士壤被重金属污染，土壤一旦被重金属污染，就很难彻底消除。砷在食物中的含量状况及其对人体的健康风险已受到国内外研究者的广泛关注(Roychowdhury等，2002；王茂起等，2003：蔡一新等，2004；陈同斌等，2005；余晓辉等，2005)，随着生活水平的提高，蔬菜的消耗量也相应增加，特别是设施蔬菜跟人们生活越来越密切。砷可以通过蔬菜、粮食等进入人体，当这些食物中砷含量超过一定标准时，对人的身体健康产生危害。陈同斌等对北京市菜地十壤砷含量状况进行了大规模调查，结果表明，北京市居民从蔬菜摄入的砷每人每天平均为0．016me,／kg，对部分居民的身体健康存在一定的风险(陈同斌等，2006)。本研究在课题组于2005年对山东寿光市不同农业利用类型土壤肥力及重金属状况等进行调查，并初步发现设施菜地中重金属砷出现了不同程度的累积，且这种累积现象与有机肥、化肥、农药等农用投入品的施用等紧密相关的基础上，进一步明确随农药、化肥等进入土壤的外源砷在土壤中的累积状况及形态分布，以期为设施士壤的安全生产提供依据。2．1研究地区概况2．1．1研究地区自然概况山东省寿光市位于山东半岛中部，渤海莱州湾南畔(36。41’～37。19’N，118032’～119。10E)，总面积2180km2，县境内为滨海平原，河流湖泊较多。寿光市属温带季风性大陆气候，由于受暖冷气流的交替影响，形成了“春季干旱少雨，夏季炎热多雨，冬季干冷少雪”的特点。多年平均气温12．4"C，年平均日温0*C以上的持续时间为276d、5℃以上的持续时间为241d，无霜期195d，降雨量608．2mm，最小降雨量299．5mill，最大降雨量1286．7turn(牟子平等，2004)。寿光市具备良好的发展农业生产的自然条件和优越性，是山东省的农业大县(市)，也是中国著名的蔬菜之乡(牟子平等，2004)。本研究采用田间调查、采样、实验室分析等研究寿光市设施土壤中砷的含量分布及其形态特征。2．1．2样品采集在课题组研究工作的基础上，选择15个不同种植年限的设施土壤进行相应研究，并以设施菜地旁的对照(3个)作为对照。各采样点均按照“s”型布点采集，分层采集表层(O．20cm)和亚表层(20-40cm)土壤。经过混合均匀后，用四分法处理，最后剩余约1．5埏样品带回实验室风干，去掉植物根系、落叶、石块等，用玛瑙研钵研磨，先过20目尼龙筛、混匀后取50．1009土壤，再用玛瑙研钵研磨后过100目筛，分别储存备用。10 中囝农、lk科学院硕}学位论文第二设施H1卜壤中砷的含嚣及其形态分布特征2．1．3基本信息调查在样品采集的同时，采用田间调查问卷的形式，针对各采样点相应的肥料使用种类、养分结构、比例和用量、种植作物和农药施用情况等进行详细的调查。调查发现，设施菜地的肥料主要为化肥和有机肥，其中化肥以氮磷钾比例为(N：P205：1(20=12：12：17)高钾犁复合肥，有机肥以鸡粪、猪粪、豆粕肥为主，鸡粪的最人施用量为347．23t．hm2．a-1，猪粪192．33t．hm2．a-1，豆粕18．362．5t．hm2．a-1，追肥多以复合肥和腐殖酸为主，腐殖酸的最大施用量为2．5t．hm-2．a1，个别农户还用磷酸二铵作底肥。种植作物主要有黄瓜(Cucurbitamaxima)、西红柿(Lycopersiconesculentum)、辣椒(Lyciumchinese)等，多以一年两茬的种植方式，在病虫害防治方面主要运用杀菌剂。2．2研究方法2．2．1土壤全量砷的测定王水．高氯酸消解法，称取风干样品1．00009，置于150ml三角瓶中，用少量水湿润，先加入7．5ml优级纯的浓盐酸，再加入2．5ml优级纯浓硝酸，轻轻摇匀，盖上小漏斗，置于电热板上，在通风厨中低温加热至微沸(140—160"C)待棕色氮氧化物基本赶完后，取下冷却。沿壁加入高氯酸5ml，继续加热消化产生浓白烟挥发大部分高氯酸，三角瓶中样品呈灰白色，取消冷却，转液(鲍士旦，1999)，用9120型双道原子荧光仪测定(北京吉天仪器公司生产)。2．2．2土壤砷的形态分级测定土壤砷的形态按照分级测定的方法(Tessier等，19881Onken等，1997)。其具体操作步骤如下：易溶性砷(AE．As)的测定：准确称取1．0000g风干土样，装于100ml离心管中，加入50IIll浓度为1mol／LNH4CI的摇匀，在20-25℃温度下振荡0．5h，以4000转离心3min，过滤，待测。铝型砷(A1一As)的测定：准确称取1．0000g风干土样，装于100ml离心管中，加入50111l浓度0．5mol／L的NH4F摇匀，在20一25℃温度下振荡lh，以4000转离心3min，过滤，待测。铁型砷(Fe—As)的测定：准确称取1．0000g风干土样，装于100ml离心管中，加入50IIll浓度为0．1mol／L的NaOH摇匀，在20-25℃振荡2h，静置16h，再振荡2h，以4000转离心5—15min，过滤，待测。钙型砷(Ca-As)的测定：准确称取1．00009风干土样，装于100ml离心管中，加入浓度为O．25mol／L的H2S0450ml摇匀，在20—25"C温度下振荡lh，以4000转离心2min，过滤，待测。残渣态(O—As)的测定：差减法计算(土壤全砷减以上各形态砷含量)。2．3结果与分析2．3．1设施土壤砷的含量状况 中围农、Ik科学院硕I：学位论文第一：设施【{1卜壤中砷的含量及其形态分布特征本研究采用田间调查的方式，对寿光市蔬菜产区进行采样调杏，测定设施土壤及对照土壤表层(O一20cm)和Ⅱ表层(20-40cm)的AE．As和T-As含量，分析其特征值如表2．1所示。对照土壤表层(0-20cm)AE—As含量在0．076-0．089mg／kg之间，平均值为0．083mg／kg。设施菜地土壤在0．105-0．173mg／kg之间，平均值为0．133mg／kg，是对照土壤的1．60倍。对照土壤Ⅱ表层(20-40cm)AE-As含量在0．016—0．019mg／kg之间，平均值为0．018mg／kg，菜地土壤在0．016-0．098mg／kg之间，平均值为0．059mg／kg，是对照土壤的3．28倍。由于设施菜地表层土壤变异系数大于对照土壤，说明大量施用含砷杀菌剂、农药、化肥、有机肥等对设施十壤AE—As的含量的影响较大。据调查研究表明，山东寿光设施士壤中主要施用猪粪、鸡粪等腐熟有机肥，且年施肥量达到数百吨每公顷。对于砷的理化性质而言，砷的移动性较弱，易于富集，所以设施土壤中有效态砷含量明显高于对照。表2．1设施土壤中砷的含量状况Table2．1Thearsenicconcentrationingreenhousesoil设施菜地土壤两个土层平均全砷含量分别为8．271和7．929mglkg，分别是同层对照土壤的1．19倍和1．23倍。由土壤中AE．As与T-As的相关分析表明，土壤中水溶态砷含量与土壤总砷的相关性没有达到显著水平，这与谢正苗等关于有效态砷与土壤pH成正相关，达到5％的显著水平，但是有效态砷含量与土壤全无相关性的研究结果一致(谢正苗，1998)。虽然设施土壤中砷含量远远小于《国家环境质苣标准》制定的二级标准25mg／kg，但是从以上分析来看，农资投入及水肥管等理措施对土壤砷含量还是有一定的影响，对土壤存在一定的安全隐患。2．3．2设施土壤中砷的形态特征为了进一步研究砷与土壤胶体的结合形态，依照前人的研究，可以把土壤中无机砷分为有效态砷(AE-As)、铝型砷(AI—As)、铁型砷(Fe．As)、钙型砷(Ca-As)、残渣态砷(O．As)。土壤不同形态砷的生物有效性也不相同。从0．20cm土层各形态含量砷的含量分布(表2．2)可以看出土壤中残渣态砷含量占绝对优势，可达到全砷(T-As)量的63％以上，其他四种形态砷含量分别是Fe—As>Ca—As>Al-As>AE-As，土壤中残渣态砷由于被固定在土壤胶体晶格中，不易被植物吸收利用，对植物的毒性不大，但是除了O．As、Fe．As和Ca—As含量较其他含量占比重大，有研究12 中困农、№科学院硕}：学位论文第二设施盯l十壤中砷的含量及其形态分布特征表明，这两种形态砷的生物毒性仅次于AE-As，因此对于设施蔬菜的无公害生产有一定的风险性。表2．20-20era设施土壤中砷各形态的含量状况Table2．2TheconcentrationofvariousformsofarsenicingreenhousesoilO-20em由表2．3可以看出20-40cm土壤中，O．As占主要，达到63％以上；其次是Ca-As含量，占到总砷含量的15．53％，再次是Fe．As和AI．As；AE-As含量最低，占总砷含量的0．70％。表2．320-40cm设施±壤中砷各形态的含量分布Table2．3Theconcentrationofvariousformsofarsenicin掣优nhousesoil20—40cm20-40cm土壤中四种形态砷的含量分布与0-20cm相比可以看出：AE—As含量比降低了0．8个百分点，但是舢．As和Ca．As含晕分别上升1．7和2．25个百分点，Fe-As含量下降2．81个百分点。这可能是由于受认为因素的影响，外源砷进入土壤中后，由于其难移动性，表层中有效态砷含量较高。O—As与土壤成士母质有关，故含量在两层之间没有显著变化。而在亚表层土壤中，含Al、Fe、Ca氧化物或者是氢氧化物与有效态结合，所以这两种形态砷含鼍有所变动。O—As含量与O一20cm相比没有太大差别。除了O．As外，土壤中其他四种形态砷含量大小分别是Ca-As>Fe．As>Al—As>AE—As。2．3．3设施土壤中砷的形态随种植年限的变化设施菜地的种植年限对土壤中各形态砷含量有着显著的影响。通过DPS6．55软件对设施士壤不同年限之间的四种形态砷含量之间的多重比较，如表2．4所示。13 中圆农业科学院硕}j学位论文第二设施刚十壤中砷的含量及其形态分布特征表2．4设施菜地不同种植年限各形态砷的含量(mg／kg)Table2．4Theconcentrationofvariousformsofarsenicingreenhousesoilofdifferentplantingyears(mgn(g)注：p铝型砷>钙型砷。不同形态的砷的溶解度通常也是不同的：Ca3(As04)2>M93(As04)2>AIAs04>FeAs04，所以铁同定砷酸盐的作用最大，铝的作用要比铁的小，钙、镁所起的作用不如铁、铝显著(中国科学院南京土壤研究所环保室，1977)。土壤重金属形态主要受土壤pH值和氧化还原电位(Eh)的制约及其它化合物种类的影响，不同形态的重金属在适当的土壤环境条件下是可以相互转化。本研究对山东寿光设施菜地土壤的研究，结果表明土壤中表层0．20cm土壤的有效态砷含量百分比是20-40cm的2．36倍，这可能是因为表层土壤受人为因素影响较大，一方面含砷的肥料、农药施入土壤后，砷在土壤中以有效态形式存在；另一方面植物生长也会影响土壤中砷的各形态含量的。从本研究来看，设施土壤中各形态砷含量与对照相比都有不同程度的升高，但是有效态砷和总砷与对照相比，均高于对照，且达到极显著性差异。虽然从以上研究可以看出，设施士壤重金属含量尚处在一种安全的水平，但是外界投入条件的改变可能会破坏这一动态的安全水平，在今后设施蔬菜的生产和发展中应必须加以重视。2．5本章小结2．5．1对照土壤表层(0-20cm)中AE-As含量在0．076-0．089mg／kg之间，平均值为0．083mg／kg：设施菜地土壤在0．105-0．173mg／kg之间，平均值为0．13mg／kg，是对照土壤的1．60倍。对照土壤亚表层(20-40cm)中AE—As含量在0．016-0．019mg／kg之间，平均值为0．018mg／kg，设施菜地土壤在0．01643．098mg／kg之间，平均值为0．059mg／kg，是对照土壤的3．28倍。由于设施菜地表层土壤变异系数大于对照土壤，说明大量施用含砷杀菌剂、农药、化肥、有机肥等对不同利用类型的设施土壤AE．As的含量的相对差异影响较大。2．5．2设施土壤中残渣态砷含量占绝对优势，可达到全砷(T-As)的63％以上，土壤中其他形态的砷含量大小分别是：Fe．As>Ca-As>A1一As>AE—As，土壤中的Fe—As和Ca-As的生物毒性仅次于有效态砷，因此对农业无公害生产有一定的风险性。2．5．3不同设施年限之间，砷各形态含量存在着差异。与对照相比，表层和亚表层土壤中AE．As和T-As含量均增加。la、5a、10a、15a设施土壤中四种形态砷的含量并不是绝对的增长，这可能是由于生产管理等影响因素造成的；对照、1a、5a、10a、15a表层土壤(m20cm)中的AE-As、A1一As、Fe—As、Ca-As、T-As含量在0．01水平下均有极显著性差异，当设施年限达到10a时，土壤中AE—As是对照土壤的1．9倍；20-40cm砸表层土壤中，AI．As、Fe—As含量在对照、la、5a、10a、15a各年限之间达到差异极显著水平。15 中围农、Ik科学院硕十学位论文第二章外源砷_在卜I壤中的转化第三章外源砷在土壤中的转化各种人类活动如采矿、冶炼、施肥、施用杀虫剂、废水排放和废渣堆放等往往都可导致局部土壤砷含量升高，造成土砷在土壤中的累积乃至污染。据估计，全球每年从岩石风化和海洋喷溅释放的砷量为1．4x105-5．6x105kg(Thoresby等，1979)。施用含砷农药、化肥和有机肥使土壤中砷含量增加，是农业土壤环境中砷污染的重要来源，如不同的农用物资往往含有砷酸钙、砷酸铅、甲基胂、甲基胂酸二钠和砷酸铜等；化肥中以磷肥含砷量较高，一般为20-50mg／kg，含量高者甚至可达可达数百mgAs／kg。环境存在的砷化合物人概超过20多种，但是如果仅依靠砷的总量来评价它对生态环境的影响是不科学的，因此对砷化合物各自的化学性质的研究是非常重要的，砷的化学形态分析是研究生态循环的根本任务。土壤中的砷主要是以无机态形式存在，但是伴有MMA、DMA等有机态砷化合物(Takamatsu，1982；Soderquist，1974)。无机砷可以在微生物的作用下甲基化，此外一些有机砷形态也可以被脱甲基转化为无机态砷(Craig，1986；Salomons等，1995)。砷进入到土壤之后，最开始以有效态的形式存在，毒性最大，随时间的延长会转化成铁、钙、铝的结合态，亚砷酸盐(As(Ⅲ))，砷酸盐(As(V))，一甲基砷酸(MMA)和二甲基砷酸(DMA)是常见的砷形态，也是在土壤、沉积物中人们最常研究的形态，这是由于自然环境条件下它们的溶丁二水的能力。本次试验是在调查研究山东寿光市设施_十壤中砷的累积状况、形态分布的基础上，通过盆栽试验，选用As(v)和DMA代表无机和有机态的砷，研究外源砷进入土壤之后，与土壤胶体的结合，形态转化及对植物生长的影响，并且系统研究了DMA在土壤中的形态转化。3．1供试材料3．1．1供试土壤本次盆栽试验采用中国农业科学院东门外试验场普通人田土壤，土壤风干后，过lmm筛，其主要理化性质如表3．1所示。表3．1供试土壤的主要理化性状Table3．1Primaryphysicalandchemicalpropertiesofexperimentsoil3．1．2供试试剂As(V)：采用Na3As04．12H20，按照其中单质砷的含量比例，配制成所需浓度的砷溶液备用。16 中田农业科学院硕f：学位论史第二章外源砷存十壤中的转化DMA：采用二甲基砷酸钠(CH3)2As04Na．3H20(Dimethylarsenatesodium)，按照其中单质砷的含量比例，配制所需浓度的砷溶液备用。3．2研究方法3．2．1试验方法试验1：本次试验共设置As(V)和DMA两个处理，每个处理设置7个水平(mg／kg土)：0、10、15、30、50、70、90。即通过添加外源砷使盆栽土壤中砷含量分别增加0、10、30、50、70、90mg／kg。每盆装土1．5kg，以N：P205：K20--0．15：0．18：O．12g／kg用量施入氯化铵、磷酸二氢钾、硫酸钾肥料，拌匀，保持湿润。每个水平设置6次重复，2007年5月份在室内培养，分别在一周、两周、三周、两个月、四个月时取样，测定As(V)和DMA进入土壤之后各形态砷含量。试验2：外源DMA在土壤中的形态转化。本次试验主要分析说明DMA短时间内在土壤中价态之间的转化。共设置4个水平：0、30、50、70、90mg／kg。以N：P205：K：O=0．15：0．18：O．12g／kg用量施入氯化铵、磷酸二氢钾、硫酸钾肥料。每个水平设置4个重复，每盆装土750克，拌匀、加水湿润，2007年12月份在人工气候箱中培养培养(温度23℃、湿度60％)。分别在5d、10d、15d、40d时取样，分析测定土壤中的DMA、MMA、As(V)和As(Ⅲ)含量。3．2．2分析方法全量砷的测定：同2．2．1土壤砷的形态按照分级测定：同2．2．2土壤中各价态砷的浸提方法：依照AFNORX310．210法，称取1．000克鲜土于50rIll离心管中，加入10111l超纯水，在温度为30"C条件下，超声30min，然后离心15min，过滤。以上试验重复三次。上机测前溶液过0．2¨m滤膜两次(Montperms等，2002)。用北京吉天仪器公司生产的9120型双道原子荧光～形态分析仪测定。3．3试验结果3．3．1外源As(V)在土壤中的转化土壤中砷的结合形态与土壤胶体中氧化物类型有密切关系。一般而言，酸性土壤中以Fe、Al氧化物为主，外源砷加入土壤后主要与Fe、Al氧化物结合，形成Fe．As和Ca．As。而中性或者微碱性土壤主要以Ca胶体为主，外源砷加入土壤后则形成以Ca-As为主的砷形态。土壤中相当数量的砷与Fe和Ca等组成复杂的难溶性砷化合物，极大多数砷处于闭蓄状态而不易释放，并使其中有效态砷含量极少，土壤中全砷及其各种形态含量的不同与土壤本身性质也有很大关系。供试士壤中加入不同浓度的As(V)后，土壤中砷的形态分布发生明显的变化。随着砷添加量的增加，土壤中四种形态砷含量均增加；随着时间的延长，土壤中AE．As含量则不断的减少，而A1．As、Fe．As、Ca．As含量则不断的增加，具体如图3．1、3．2、3．3、3．4所示。17 ：篮些．：：2篁：l：：i：鲨：尘!：2鲨一陆胁凰隰凰凰口}x。目，u。目q口““，i口图3I外嚣As(V)对土壤中AE-As含量变化的影目Fi93111eem科ofex雌cnousAs(v)onAE⋯As删ⅢIo⋯in1由图3I看出，j；豇前外源砷禽龋的增加，吾水平砷禽城都显著增加，十f址随精采样时间的增加，则仃敬态砷含域J】!lJ不断降低。印址然经过四个月的培养．十壤中AE．As禽坫仍然不断F降。而且在0-90m班g水平F．均表现为相l可的趋势，这说明土壤舯砷的吸附同定是一个K期的、复泉的过程。根据这种现象．可“初步认为，依靠J：壤中添加外源砷来进行相芙研究与I：壤本身的实际现象可能会有较人的著异。一鳓嘲豳嘲凰凰目j1"4“、“±城ⅢA舢2tp壹n∞群：≈Fi932neeff∞tofexogenousAs(V)onAI㈨As⋯Ⅱ“onins01]图3．2和3．3反映了外源砷加入七壤之衍Al·AS、Fc-As含龌的变化，由图可以看出．随着外源砷含量的增加，十壤中Al—As、Fe—As禽埘都在不断增加，随着采样时间的增加，这两种形态的砷音量也皂增加的趋贽，但变化量不人。 ：篁銮些：：：墼彗：．姜些：耋乏二耋：：：：，耋：：：呈譬兰鎏5I一嘲嚼嚼凰—l目q¨I嬲日1霸瑚二i一嘲凰倒幽】f『5·__5¨、~、∥m√L口目日口7㈣目·2”∞、1、qimoh、|2：l_壹t∞#，≈Fi933Thee№tofexogcnou$AsfVlonn⋯As㈣【l⋯inn在Excelcp对1：壤中Al—As含址和R—As禽蚰1，I壤中外源As(V)捧加姑做一兀．次方料拟卉，JJ栏如F：AI—Asv=m0007x2+O3412x+O9284R2=09957"*n=24Fe佻AY2旬0018x2+04477x+I1653R2=09902++n=24这说明l‘壤本身古￥r铁、*；氢氧化物与砷作儿j的过程可能是一个快反麻过程，能d擞短的时问内达到甲衡。||衄确嘏糊荫穰嘲口‘：日【qie1o¨‘i口田3．4外嚣DMA对土壤中ca．^s古量变化的影响F1834TheeffcclofexogcnousDMAonC*A⋯∞mⅢoninsoil由幽3．4可以看出，_壤中Ca．As音最随着采样时『百l的增加．在前■周的时问内，十壤对砷的嗣定比较缓慢．两个月以后，十壤中的砷l削定垃则增加较为明显。由下所州盆栽十壤为槲I．，且本身的碳酸钙古城比较高，附此．}：壤中的Ca-As的含城相对较高。同时，从CaAs含最的变化也可以发现．As}壤中ca的作用过程是一个慢反应，需要在鞍K时间内才能达到平衡。表3．2反映了As(V)加入}壤之后，Tj艘态砷在i：壤中同定的动态变化。由表可以看出t稿外渊As(V)添加剑十壤厉t岳五个时间段内，随取样时问的螬}加，AE-Asd分古蛐不断的r降。外源As(V)加入两刷后．比一刷时的有效态砷含蛙平均F降I28个阿分点：而第三周取样 中国农、ik科学院硕f’学位论文第。二章外源砷存十-壤中的转化曼曼曼曼皇曼!舅曼鲁曼皇曼曼鲁曼量皇曼曼曼曼舅曼曼曼蔓曼蔓笪量曼皂皇曼量舅曼曼曼曼曼量曼曼曼皇量皇笪曼量曼皇曼曼皇曼曼量曼皇曼皇曼曼曼曼曼II曼曼罾毫时，与两周相比，AE—As百分含量下降最低，平均为0．27个百分点；四个月时的AE．As比两个月采样时的AE．As下降最高，百分含量平均下降了2．32个百分点。这种结果说明，土壤对外源砷的吸附和固定可能是一个慢反应，需要在较长的时间内才能达到平衡。如本试验，外源砷虽然在十壤中培养了四个月，但土壤中AE—As含量仍有较大幅度的下降，因此，我们在进行土壤中砷的行为及植物有效性研究时，单纯依靠加入外源砷进行研究，与土壤的实际情况可能会存在较大的差异。表3．2土壤中AE．As在不同取样时间的百分含量(％)Table3．2ThepercentageofAE-Asinsoilindifferentsamplingtimes(％)综上，土壤中A1一As(铝型砷)、Fe—As(铁型砷)、Ca—As(钙型砷)含量则随着外源As(V)添加量的增加而逐渐增加，这可能是因为砷添加到土壤中以后，由于土壤本身的的吸附特性，土壤的吸附位很难在短时间内占满，土壤虽然可以在一定时间内达到平衡，但是阴离子对As吸附还是不断的增长。通过对As(V)处理的四种形态砷随时间变化的方差分析表明，四种形态砷在这5个时间段内变化没有显著性差异，砷的四种形态的含量占土壤外源砷添加量的百分比差异也不是很大。在10—90mg／kg浓度范围内，土壤中AE-As含量随着土壤外源砷含量的增加而不断增加，这与韦东甫等1996年研究的士壤(轻壤质草甸褐土)砷添加量在10mg／L时水溶态砷含量最高，后土壤中有效态砷含量随着外源砷添加量的增加而逐渐降低的结果不同(韦东甫等，1996)，这可能是由于土壤本身的性质有关。外源As(v)进入土壤后，在土壤中的转化，与砷的添加浓度和土壤的基本的性质关系密切。低浓度砷在土壤中易于固定，当砷超过一定的含量时，土壤对砷的固定则随着砷添加量的增加而降低。如表3．2所示，As(v)进入土壤之后在不同浓度水平下各形态砷的含量范围。及占土壤总砷的百分比变化，其中降低百分点，为四个月时士壤中AE-As含量百分比与一周时AE—As含量百分比的差值。升高百分点为Al—As、Fe—As、Ca-As四个月时的含量百分比与一周时的含量百分比差值，这两个变量可以将砷在土壤中的吸附、固定加以量化。 中国农业科学院硕f：学位论文第‘i章外源砷在十_壤中的转化表3．3培养一周至4个月外源As(V)在土壤中各形态百分比的变化(％JTable3．3ThechangesofthepercentageofvariousformsofexogenousAsⅣ)afterfourmonthsincubationcomparedwithoneweek(％)测定一添加As(v)浓度(mg／kg)项目————————1矿—————币——————丽——————而——————而——————而一注：含量百分比=-I-壤中各形态含量／土壤添加外源砷后的总砷含txlOO％。NoIe：PercemageofatomiccoiicenU'ation=Theconcentrationofvariousafsenicforms／thetotalconcentrationofexogenousarsenicinsoilxl00％由上表可以看出，As(V)进入土壤中以后，土壤各形态的砷都显著增加。土壤中AE—As随着培养时间延长，含量逐渐降低，4个月时间内，AE—As的降低幅度与随着土壤外源砷添加量而逐渐降低，说明十壤对ADAs固定随着外源砷添加浓度的增加而逐渐降低；A1．As随着培养时间的增加，含量逐渐增加，但A1．As含量增加幅度随着外源砷添加量的增高先增高而后降低，Fe．As和Ca．As含量增加幅度随着土壤外源砷添加量的增高而逐渐减低，这说明在一定浓度范围内，浓度越低，越有利于土壤胶体的同定，由上表也可以看出，在同一浓度水平下，Ca-As含量百分率增加最多，其次是Fe—As、A1．As，这说明士壤中的有效态砷含量主要转化为Ca-As，其次是Fe—As和A1一As。3．3．2外源DMA在土壤中的转化从图3．5、3．6、3．7、3．8可以看出，外源DMA进入士壤以后，土壤四种形态砷含量与对照相比也有明显的变化，随着士壤DMA添加量的增加，土壤中四种形态砷含量都不断增加，与As(V)处理不同的是，土壤中DMA添加到土壤中之后，其Fe-As、Ca-As的变化规律不是很明显。从图3．5可以看出，随着培养时间的增加，可以得出AE．As含量不断降低，与As(v)的趋势相同，但是下降速度更快，这可能有以下两种原冈：①前期微生物分解较慢，砷含量较高；②后期逐渐分解，并且被士壤吸附固定。图3．6所示Al—As则随着培养时间的增加，含量逐渐增加。21 ：呈垒些：：．譬兰：．尘：兰吝耄二：：鎏：=；：：篓：尘錾些一嘶胁翩豳豳胃||围3．5DMA添加对土壤中AE．As群惩变化的影响Fi93STheeffec【ofexogenousDMAonAE-AscQncenI自“⋯soil勘胡胡胡胡圉||嗣0口玉“分口。目36DMA灞m对±壤中AI^s形态变化∞影响Fi936melfcolofcxogcnou；DMAoffAI-As⋯n“atlDniasoil山嘲37和3．8可以而山，Fe-As和ca-As音址则变化不足根明显。从AS(V)昶』DMA四种形态砷禽城的对比来看，As(V)添加的1壤中各形态砷含螭婪尚丁DMA添加的十壤，这可能是由于将通的化学挂提矗泣对j：有机态砷的j曼提效率也有影响。世是H前嘲山外笑丁有机态砷在土壤中转化办而的研究较少，对丁其转化机理方面还不是根清楚，内此以后戍加强此方断的研究，{_¨囡曲栅一嗣融衲j)篱嘲一曲越越宙口目u日口’口37DMA添加对±壤中缸^s形态变化的影响Fi937Thcc№tofcxogenausDMAonR-As⋯㈣Onin∞¨Ⅳ口目口口’o圈38DMA添加对±壤中o-As形态变化的影响F∞8Thcc№clofexog⋯DMAoNCa-As⋯㈣0nmsoll基丁上述试验现象，本次试验采样计算第：乖小油菜收获后(试验方法洋弛第四章)，{骚加DMA的士壤tp砷的残留年(％)，如F表3．3所示。 中国农qkl,：l-学院硕卜学位论文第一章外源砷在卜-壤中的转化曼鼻曼舅量曼曼曼曼曼鼍皇曼曼曼曼曼曼曼曼曼曼曼皇曼量量曼曼曼曼皇曼曼曼曼曼曼曼曼曼曼曼曼曼曼曼曼曼曼曼曼曼量皇曼曼曼曼皇舅II；I皇曼曼量曼皇曼鼍曼曼量曼表3．3添加DMA土壤砷的残留率(％)Table3．3ResidualrateofarsenicinDMAaddedsoil(％)注：残留翠的计算方法：残留军(％)=(土壤中As实测浓度，土壤中DMA添加量)×100％。Note：thecalculalionmethodofresidualratedthemeasuredconcentrationofarsenicinsoil／theconcentrationofexogenousDMA)x100％。由表3．3可以看出，土壤添加DMA的6个水平，每水平4次重复，残留率在80％一90％之间的占58％；70％．80％之间的占21％；55％．70％之间占21％，这可能是土壤中DMA为有机态在土壤中易被微生物还原成胂而挥发损失。3．3．3外源DMA在土壤中的价态转化3．3．3．1砷形态浸提方法的研究目前研究条件和设施水平，直接对固相土壤中进行砷的形态分析仍然不可行。对砷的形态分析首先需要浸提，固相物质中砷的浸提被称为“软浸提”，即把分析物和环境基质分离，去除或减小其他化合物的干扰，在没有损失、污染和形态变化的情况下，浓缩分析物达到可检测的浓度水平(Morabito，1995)。Pantsar-Kallio等研究表明在极度酸性(pH～1)或是极度碱性(pH,--一13)的条件下，浸提的砷的全量是最理想的，但是高pH时，As(HI)的稳定性会降低(Pantsar-Kallio等，1997)。Gomez．Afiza等人研究证明在含铁氧化物高的沉积物，盐酸羟氨溶液是一种合适的砷提取和形态分析的反应试剂。亦有学者已经证明了在微波辅助条件下用正磷酸浸提土壤和沉积物中的砷形态是很有效的方法(Demesmay等，1997)。但正磷酸是河底沉积物和下水道淤泥的最好浸提剂，并不适合于传统类型的士样；在所有土壤样品中，无机砷形态(As(HI)和As(V))占主要，并且以As(V)形态为主，但是以水为浸提剂可以提取出十壤中的有机砷(Montperrus等，2002)。依照AFNOR310．210超纯水离心浸提的方法，结合本人所在实验室已有的关于砷的浸提方法研究方面，本试验采用以水为浸提剂，微波辅助浸提的方法，提取土壤中不同形态的砷。3．3．3．2土壤中砷的各价态的转化由3．3．2分析结果可知，外源DMA加入土壤并种植两季小油菜后(试验方法详见第四章)，取土样分析测定得出砷的残留率很低，DMA在土壤中存在不稳定，易于向其他的形态和价态转化，前人的研究结果表明土壤中DMA为有机态在土壤中易被微生物还原成胂而挥发损失。为此对第二季盆栽DMA处理的土壤砷各形态的测定如图3．9所示。 中国农业科学院硕十学位论丈第一i幸外源砷在七壤中的转化01015305U7090土壤中DMA的添加量(mg／kg)—--As(ffI)—．-As(V)图3．9DMA在土壤中的转化Fi93．9TransformationofDMAinthesoil由图3．9可以看出，在经过两季的小油菜的种植之后，土壤中的砷主要以五价砷形式存在，但也可以测出微量三价砷，经过长时间的转化，在土壤中已检测不出来DMA，加入到土壤中的DMA已全部转化为无机态砷，其中主要是As(V)，也有少部分砷被还原为As(Ⅲ)。这与Montperrus等人2002年的研究，土壤中砷主要以无机态形式存在，且以As(V)占绝对优势的结果一致(MontpeITUS等，2002)。同时也说明在相对好气条件下，可能有利于As(v)的形成。3．3．3．3外源DMA在土壤中各形态的转化为了进一步明确外源DMA在土壤中的转化规律，设置盆栽试验2，在恒温条件下培养。DMA添加到土壤之后，分别在10d、15d、30d、40d时取样，分析测定不同培养时间下土壤砷形态的变化。图3．10为培养10el后的形态分析色谱图，由图可以看出，DMA进入土壤后，可以检测出DMA和As(V)，但是没有检测出As(Ⅲ)和MMA，这说明土壤中DMA没有向As(Ⅲ)和MMA的转化。图3．10DMA和As5+的色谱图Fi93．10Thespectron∞tryofDMAandAs(V)坞M他加86420一M《暑m一删舡一>一∞《冥一置一∞《导群刊 中国农业科学院硕lj学位论文第三章外源砷存十壤中的转化--I图3．11显示的是培养一个月后，在90mg／kg水平F，有MMA的生成的色谱图。图3．11DMA、MMA和As(V)的色谱图Fi93．11ThespectrometryofDMA、MMAandAs(V)根据研究结果，DMA加入到土壤10d后就有DMA向As(V)的转化。如表3．4所示，随着培养时间的延长，DMA向As(V)转化越多。待到培养40d时取样分析测定，添加DMA量为90mg／kg的个别土样中，检测出As(HI)和MMA，这说明高浓度DMA在土壤一系列条件下易于向As(III)和MMA转化。为了更清楚描述DMA在土壤中向As(V)的转化状况，本试验用转化率表示：DMA向As(V)的转化率=(浸提出的As(V)含量／浸提液中砷的总量)x100％。表3．4DMA加入土壤中后转化为As(V)的转化率(％)Table3．4ConversionrateofDMAtoAtV)insoil(％)由表3．4可以看出，随着时间的延长，DMA向As(V)转化越多。在为30mg／kg时，DMA的转化率比较高，随着浓度的增加，DMA转化率逐渐降低。这可能是由于在土壤小环境特定的氧化还原及生物条件下，对低浓度的DMA的转化较快，但是随着浓度的升高，转化率则会逐渐降低。当培养天数达到40d时，四个水平DMA的转化率分别达到了19．320％、17．70％、15．73％、13．29％。3．4讨论砷进入土壤以后，首先被土壤所吸附，土壤对砷的吸附能力受多种因素的影响。有研究认为被土壤吸附的砷量与土壤粘粒含量的相关性达到了极显著水平。土壤粘粒含量越高，其吸附砷的能力愈强。土壤中铁、铝组分对砷的吸附有重要作用，砷与铁、铝、钙结合的强度为：铁型砷>铝型砷>钙型砷。不同形态的砷的溶解度通常也不相同，其顺序为：Ca3(As04)2>M93(As04h>AIAs04>FeAs04，所以铁固定砷酸盐的作用最大，铝的作用要比铁小，钙、镁所起的作用不如铁、25 中国农、Ik科学院硕}J．学位论文第i章外源砷在卜-壤中的转化铝显著(中国科学院南京土壤研究所环保室，1977)。前田信寿研究了氢氧化铁、氢氧化铝对砷的吸附，发现氢氧化铁对砷的吸附能力为氢氧化铝的2倍以上，游离氧化铁对砷的固定作用最显著(前田信寿，1957)。姜永清等研究了黄土各级砷的含量分布，在活性铁高的十壤中，土壤中砷以Fe—As为残留的主要形式；在活性铁低的情况下，如果活性铝或交换性钙多，那么在土壤中主要以Al—As或Ca-As形态积累(姜永清，1983)。但是从本研究结果来看，外源砷进入土壤之后，随着培养时间的推移，有效态砷含量则逐渐降低，主要转化为Ca．As，其次是Fe—As和A1．As，这可能与士壤性质有关。一般而言，土壤中AE。As态含量极少，常低于lmg／kg，如美国土壤有效态砷占总砷的5％一10％，日本士壤不到5％。据有关研究结果表明，有效态砷与士壤pH成止相关，达到5％的显著水平，但是有效态砷含量与士壤全砷无相关性。不同价态的外源砷进入土壤后，其转化成有效态的百分率一般在10％以下，最低仅为0．1％，平均为4％左右(谢正苗，1988)。但是根据本研究结果，砷进入土壤一周后，AE—As平均为18．65％，最低为13．26％，最高为23．36％，显著高于上述研究结果，这可能是由于土壤中外源砷的添加浓度、及土壤性质及处理时间等，对AE—As含量有很大的影响。DMA进入土壤后，其在土壤中的转化机理方面，目前国内外已有研究，但还不是很多。Woolson等人1982年研究发现DMA进入土壤之后主要发生去甲基化；Gao等研究认为DMA在土壤中的去甲基化是土壤有机态转化成无机态砷的主要形式，DMA去甲基化的生成产物为砷氢化合物，且DMA的去甲基化速率随着土壤湿度和温度的增加而增加，但是随着纤维素的增加而降低(Gao等，1997)。在田间条件下，DMA的半衰期20d，DMA主要转化成As(V)，只有一小部分转化为MMA(Woolson等，1982)。土壤微生物对DMA的影响也很大，土壤中的某些细菌、酵母菌等真菌可以使十壤中的砷甲基化而逸出气体砷(谢正苗，1989)，生成甲基砷、二甲砷和砷的气态化合物，但砷污染土壤后土壤的细菌、真菌、放线菌数量明显减少(李勋光等，1996)，因而造成十壤的呼吸作用、土壤酶系统、碳氮代谢等受到抑制，从而提高了土壤砷的有效性并增强其对植物的毒害(杨居荣等，1996；陈同斌，1996)。由于土壤本身是一个庞大的缓冲体系，砷进入到土壤中以后，对砷产生一定的缓冲作用。韦东甫等研究表明，土壤对砷的缓冲作用主要依靠吸附作用，而砷的形态以Al—As和Fe—As为主。在低浓度的外源砷时(O一50mg／kg)，其缓冲机制则形成以Al—As、Fe—As、Ca-As为主；在高浓度的外源砷(100．1000mg／kg)的影响下，则以形成触-As、Ca-As为主，Fe—As居于次要地位(韦东甫等，1996)。Fe．As受土壤Fe、Al全量的影响不大，但易受士壤游离氧化铝的影响，Fe．As在土壤中时一种性质较稳定的砷形态，一旦形成就难以转化；Ca．As受土壤因子的影响较大，它是～种性质比较不稳定的砷形态，在土壤中比较容易转化为其他形态的砷，并且土壤粘粒含量与土壤可提取态砷的相关性并不明显，这说明土壤的粘粒含量只要达到一定的数量，就可以充分包容自然十壤的各种可提取态砷(王援高，1999)。Hess等测定了合成的铝、钙、铁、锰和铅的砷酸盐化合物的溶度积，又测定了两种土壤溶液中这些化合物的离子积、发现铝、铁和钙的砷酸盐的离子积小于它们的溶度积，表明控制土壤溶液中砷浓度的不是铝、铁和钙的砷化合物发现铅和锰的砷酸盐的离子积大于它们的溶度积，表明砷酸铅和砷酸锰能在两种十壤中稳定存在，且控制着土壤溶液中砷的浓度，但这两种土壤均为具有20-80年施用砷酸铅的果园土壤。26 中国农业科学院硕卜学位论文第一i章外源砷在十壤中的转化从本试验研究结果可以看出，DMA加入到土壤后，土壤中四种形态砷含量的变化不是很规律，特别是从对总砷的研究结果可以看出，DMA处理的十壤砷的残留率较低，58％的土壤样品残留率在80％．90％之间；21％的土壤样品残留率在70％．80％之间；21％的土壤样品残留率在55％一70％之间。因此，研究土壤中砷的环境容量及毒性，不但要研究土壤总砷含量，而且还必须研究不同土壤条件下砷的形态(包括价态)及其变化。砷在土壤中主要以无机态形态存在(Geiszinger等，1998；Helgesen等，1998)。As(V)是氧化条件下的主要存在形态，在还原条件下土壤中砷则以As(HI)(Sadiq，1997)。有机态砷在土壤中只占-d,部分，且主要以MMA、DMA和TMAO形式存在(Helgesen等，1998；Takamatsu等，1982；Tlustog等，2002)。砷的化学形态对其毒性和移动性影响很大，一般来说，无机态砷的毒性大于有机态砷，但是移动性小于有机态砷(Laffeny等，2005；Mandal等，2002)。DMA进入土壤以后，主要发生去甲基化转化成As(V)，只有-d,部分转化为MMA(Woolson等，1982)。去甲基化，是土壤有机态转化成无机态砷的主要形式。因此砷的去甲基化对土壤中砷的毒性和生物化学循环有潜在的影响。DMA去甲基化主要生成的产物为砷氢化合物(Gao等，1997)。DMA的去甲基速率随着土壤温度和湿度的增加而增加，但是随着十壤中纤维素含量的增加而减少(Gao等，1997)。在田间自然条件下，DMA的j#衰期为20d，DMA去甲基生成产物为As(V)和少量的MMA(Woolson等，1982)。砷的甲基化对土壤砷的影响也非常大，一般真菌、细菌和酵母菌均能使砷甲基化，生成甲基砷、二甲基砷和砷的气态化合物。如果土壤中这种生物甲基化作用活跃，高毒性的有机砷和其他左右最终代谢产物的有毒砷化合物可能会损害植物根系(Takamatau等，1952)。用同位素示踪研究表明，二甲基砷酸处理的土壤在嫌气条件下有60％的砷从土壤中挥发，在好气条件下只有35％挥发逸失。Zussmass等发现至少有一种细菌(Trichophytonrubrun)能使五价砷转变为三甲基胂。McBride等报道，沼气细菌在溶液中可促进无机砷转化为甲基砷和二甲基砷。本研究结果表明，在DMA进入土壤10d左右即发生了去甲基反应，部分DMA转化为As(V)。但是加入外源DMA后种植小油菜的盆栽土壤中砷的形态分析结果，土壤中除了As(V)以外，还有少量的As(III)存在，没有检测到DMA的存在，这说明在本试验所处的好气环境下，加入土壤中的DMA发生去甲基化作用，且主要生成As(V)，仅在还原性较强的作物根际等可能有微量的As(Ⅲ)生成。3．5本章小结以As(V)和DMA作为外源砷加入土壤后，经培养一段时间并种植作物后，土壤中砷的形态和价态均发生一定的改变，主要结论为：3．5。1随着外源As(V)的浓度的增加，四种形态砷含量都显著增加。但是各形态占砷添加总量的百分比值变化规律差异不是很大。外源As(V)添加的士壤中，随着培养时间延长，AE．As含量逐渐降低。4个月培养时间内，AE-As的降低幅度与随着土壤外源砷添加量而逐渐降低；AI—As含量则随着培养时间的增加而逐渐增加，但Al—As含量增加幅度随着外源砷添加量的增高先增高而后降低；Fe．As和Ca-As含量增加幅度随着士壤外源砷添加量的增高而逐渐减低，且在同一浓度水平下，Ca—As含量百分率增加最多，其次是Fe—As、舢一As，这说明土壤中的有效态砷含量主 中囝农Ⅵk科学院硕_卜学位论丈第三章外源砷在卜壤中的转化鼍曼孽II一一III,,I：=_I,曼曼曼皇曼曼曼曼曼曼舅要转化为ca．As，其次是Fe．As和Al—As。3．5．2在外源As(V)添加到士壤后，在五个时间段内，随取样时间的增加，AE．As百分含量不断的下降。外源As(V)加入两周后，比一周时的有效态砷含量平均下降1．28个百分点；而第三周取样时，与两周相比，AE—As百分含量下降最低，平均为0．27个百分点；四个月时的AE．As比两个月的采样时AE．As下降最高，百分含量平均下降了2．32个百分点。3．5．3外源DMA添加土壤后，土壤AE—As、A1一As含量随着培养时间的增加而逐渐增加，但是Fe．As和Ca-As含量变化没有规律性。从As(V)和DMA各形态砷含量的对比来看，As(V)添加的土壤中中各形态砷含量要高于DMA添加的土壤。对于DMA处理，6个水平、每水平4次重复，残留率在80％一90％之间的占58％；70％．80％之间的占21％；55％．70％之间占2l％，研究结果表明砷的残留率较低，据有关推断表明，砷在土壤微生物作用下，生成挥发性的气体，从而减少其含量。3．5．4添加DMA的十壤，种植两季小油菜后，土壤中DMA已经转化完全，主要以As(V)形式为主，还有少部分转化为As(HI)，土壤中没有检测出MMA。DMA进入土壤10d左右即发生了去甲基化反应，部分DMA转化为As(V)。且随培养时间的延长，DMA向As(V)转化的量越多，待到40d时取样分析，四个水平DMA的转化率分别达到了19．32％、17．70％、15．73％、13．29％的高水平，这说明在土壤好气环境条件下，有利于DMA向As(V)的转化。 中园农、lk科学院硕rt：e?-位论文第四章外源不同形态砷对小油菜生长的影响食物是人体摄取砷的最重要的途径。植物可食部分砷含量主要由土壤中砷的有效性所决定。土壤中砷的有效性取决于十壤性质、矿物组成、有机质含量、pH、氧化还原电位Eh和磷的含量，长期淹水的正常条件下可以提高土壤砷的有效性，Eh越高，则砷的有效性就越低(Mandal等，2002；McBride，1994)。由于士壤中砷的相对生物有效性较低，故植物中砷的含量比较低，一般在O．01mg／kg．5mg／kg之间(干物质)(Mandal等，2002)。Warren等(2003)从对西孟加拉Murshidabad砷污染地区采同的食物(马铃薯皮、白菜叶、大米、小麦、孜然芹等)中砷的分析，其含量范围在7-373I．tg／kg之间，且因植物器官的差异而有所不同，一般根>茎>叶，大致含量在3．1—13．1％、0．54-4．08％、0．36．3．45％(Roychowdhury等，2002)。本研究在已有研究的基础上，为探索外源不同形态砷对植物的有效性，利用盆栽试验方法进行相关试验。4．1材料与方法4．1．1供试土壤同3．1．14．1．2供试植物供试植物为中国农业科学院蔬菜花卉研究所培育小油菜品种“五月慢”(Brassicacampestris)。因为小油菜生长期比较短，在一定时间内可以种植多季，便于研究其规律性。4．1．3供试试剂本试验中所需试剂As(V)和DMA同3．1．24．1．4盆栽试验4⋯141试验方法本次试验共设置As(V)和DMA两组处理，每组处理均设置7个水平(mg／kg)即：0、10、15、30、50、70、90。经风干过1toni筛后的土壤每盆装土1．5kg，以N：P205：K：O=O．15-0．18：0．12g／kg土用量施入氯化铵、磷酸二氢钾、硫酸钾肥料，拌匀，保持湿润。试验设置四次重复，室内培养1个月后，2007年6月份撒播小油菜种子。2007年7月份取土、风干、磨细过筛，进行实验室分析，测定总砷及各形态砷含量。第二季盆栽试验，把第一季土壤混匀，加水湿润，室内培养一个月后种植小油菜，40d后收获，2007年11月份取士进行实验室分析，测定总砷及各形态砷含量。4．1,4．2小油菜栽培与管理盆栽第一季2007年6月1l号撒播小油菜种子，三天后出苗，十天后间苗，每盆留苗3株。 中国农、世科学院硕I‘学位论丈第叩章外源不同形态砷对小油菜生长的影响m——Be曼曼曼鼍曼邑皇曼皇鼍植物生长期间，根据干湿情况适当加去离子水。6月27号喷洒浓度为O．1％的菜虫一遍净，其后每隔一周喷施相同浓度的菜虫一遍净农药。小油菜在生长10天后就表现出明显的特征，添加高浓度砷的小油菜长势不好，苗小而弱，添加低浓度砷的盆栽处理，与对照相比，小油菜长势较好。而无机态砷处理的小油菜长势较有机态的好。生长44天后于2007年7月23日收获小油菜地上部分。盆栽第二季：2007年9月13号撒播。生长期间管理措施与第一季相同，但是比第一季盆栽长势好。生长44天后于10月26日收获地上部分。4．1．5采样方法小油菜收获后，用自来水和去离子水冲洗干净，用滤纸吸干植物表面的水，称鲜重，85"12杀青，然后在65。C条件下烘干，粉碎待用。小油菜收获后，取土100g风干，分别过20目和100目，试验备用。4．1．6植株全砷量的测定称取1．0000g烘干植物样品放于50IIll三角瓶中，加入少量水润湿，然后加入7．5ml浓硝酸，放于电热板上150℃加热，待黄烟冒完后，取下，放凉，然后加入2．5rnl高氯酸，继续加热至溶液为白色，取下，冷却后过滤至50IIll容鼍瓶中定容，溶液中砷含量用9120型原子荧光光度计(北京吉天仪器有限公司)测定(鲁如坤，2000)。4．2试验结果4．2．1外源砷对小油菜出苗率的影响添加不同量的外源砷，对小油菜的出占率和生长状况具较显著的影响。表4．3为不同外源砷添加量对小油菜出苗率的情况。表4．1外源砷对小油菜出苗率的影响Table4．1TheeffectofexogenousarseniconEmergencerateofsmallRape注：·表示与对照相比达到显著差异(pAs(V)。这与JiTinaSzLkov{i等人关于砷的植物有效性的研究结果一致，JiiinaSz酞ovfi等人通过胡椒(CapsicumannumL)对arsenite(A(III))，arsenate(A(V))，methylarsonicacid(MMA)，anddimethylarsinicacid(DMA)的吸收利用的研究结果一致，表明，在砷的植物有效J|生方面，arsenite=arsenate-50mg／kg时，没有数据，但是仍可以看出，随着外源DMA添加量的增高，小油菜砷含量不断的升高。由4．2．2．1和4．2．2．2试验结果可知，在外源As(V)10-15mg／kg浓度下，对小油菜生物量有刺激作用，使其产量有所提高，当浓度芝30mg／kg时，随着外源砷浓度的升高，小油菜生物量逐渐降低。但是植株对As的吸收量则随着外源砷的增加是一直增加。这可能是由于砷对小油菜的生物量的影响和对小油菜吸收砷的影响之间存在差异。为了进一步明确AE-As含量和小油菜砷含量的关系，在Excel中对土壤中AE-As含量和小油菜砷含量做一元二次方程拟合，如图4．7、4．8所示。由图4．7和4．8可以看出，土壤AE—As与小油菜体内As含量有较好的线性相关关系，且达到了极显著水平。其相关方程为：As(V)：Y=m．Ollx2+0．3339x+0．0452R2=0．9735**(n=28)DMA：Y2-0．0244x2+0．3832x+0．1594RE=0．9726**(n：16) 叶T围农、业科学院硕t·学位论文第四章外源不同形态砷对小油菜生长的影响Q≤旨、_，删缸量耗|《累÷32．521．510．5024681012添JJIAs(V)土壤中AE—As含量(mg／kg)里I．5＼∞目面1缸耋0．5株粤0-01234添加DMA士壤@AE—As含量(mg／kg)图4．7添加As(V)土壤中AE-As与小油菜A6含量关图4．8外源DMA土壤中AE—As与小油菜As含量关系Fi94．7RelevantrelationshipbetweenarsenicinsmallFi94．8RelevantrelationshipbetweenarsenicinsmallRapeandAE-AsinsoilRapeandAE-Asinsoil由方程可知，As(v)的盆栽土壤，小油菜砷含量与土壤AE．As含量在O．Ol水平下达到极显著正相关，相关系数达为0．9735。而对DMA处理的盆栽土壤，DMA添加量<30mg／kg时，小油菜砷含量与AE．As含量也达到了0．01水平下的极显著正相关，相关系数为0．9726。这主要是由于第一季盆栽土壤中As大部分还是以有效态形式存在，能迅速被植物吸收，所以两者相关性很好。第二季小油菜对砷的吸收如图4．9、图4．10所示。小油菜对砷的吸收，随着土壤外源砷含量的增加而增加，其增加趋势与第一季小油菜相同。鲁4童3絮2蒸·琴。可0101530507090土壤中As(V)的添加量(mg／kg)咖钿莒株震々CK101530507090土壤中DMA的添加量(mg／kg)4．9土壤As(v)添加量对小油菜As含量的影响图4．10土壤DMA添加量对小油菜As含量的影响Fig4．9TheeffectofexogenousAs(V)concentrationFig4．10TheeffectofexogenousAs(V)concentrationontheconcentrationinsmallRapeontheconcentrationofsmallRape并且从图4．11、图4．12可以看出，土壤中AE—As含量和小油菜体内As含量仍然达到了极显著正相关，其相关方程为：As(V)：Y=一0．0985x2+1．0231x+0．0752R2=0．9349**(n=28)DMA：Y=0．0395x2+0．3609x+0．2627R2=0．9984**(n=16)根据方程式，第二季As(V)处理的盆栽土壤，小油菜砷含量与土壤AE．As含量在0．01水平下达到极显著正相关，相关系数达为0．9349。而对DMA处理的盆栽土壤，小油菜砷含量与AE—As含量也达到了0．01水平下的极显著正相关，相关系数为0．9984。35 中同农、fk科学院硕十学位论文第四章外源不同形态砷对小油菜生长的影响堂3詈2·5面2钿1_5囊o．：÷0024添加As(V)的上壤qhAE-As含量(mg／kg)套4誊3絮2囊·萎o60246添}JUDMA土壤中的AE-As含量(mgag)图4．11添加Als(V)土壤中心As与小油莱舡含量关系图4．12添加DMA土壤中AE-As与小油菜As含量关系Fig4．11RelevantrelationshipbetweenarsellicinsmallFi94．8RelevantrelationshipbetweenarsenicinsmallRapeandAE—AsinsoilRapeandAE-Asinsoil由此可以推断，在短时间内，砷的有效性并没有明显降低，仍然对作物存在潜在的危害作用。根据国家食品卫生标准(GB4810—94)食品中砷限量卫生标准，蔬菜中砷的含量不超过0．5mg／kg，。根据本试验研究结果，当土壤中有效态砷平均含量超过0．75mg／kg，土壤中总砷含量为20mg／kg时，小油菜体内砷含量超过O．5mg／kg。4．2．4种植作物前后对土壤砷形态的影响4⋯241添加外源As(V)并种植作物后土壤中各形态砷含量的变化外源砷加入土壤中并种植两季小油菜之后，土壤中四种形态砷的含量变化很大，其中外源As(V)处理第一季小油菜收获后，土壤四种形态砷含量仍然非常高，但是第二季小油菜收获后，各形态砷含量均有下降，如表4．6、4．7。从表4．6、4．7中可以看出，在种植第二季小油菜的条件下，土壤中的AE．As、AI．As、Fe．As、Ca-As均呈下降趋势，Fe．As减少最多，这可能是因为小油菜生长吸收带走，或者是被土壤胶体固定为残渣态的砷，但是由4．2．3研究结果表明，土壤中小油菜吸收带走的砷含量很低，与总量相比几乎可以忽略，这说明，土壤中四种形态砷含量的减少是以残渣态固定在土壤中。由表4．6可以看出，在种植第一季小油菜后，土壤中四种形态砷含量仍然很高，有效态砷含量的最高浓度仍然达到13．58mg／kg。 中国农业科学院硕十学伊论文第四章外源不同形态砷对小油菜生长的影响表4．6添加外源As(V)条件下第一季盆栽后土壤中各形态As含量变化(mg／kg)Table4．6TheconcentrationchangesofvariousformsofarsenicafterthefirstcultivatingperiodbyaddingexogenousAs(V)intosoil(mg／kg)由表4．7可知，第二季小油菜收获以后，土壤四种形态砷含量明显降低(降低值以形态的平均值表示)，其中以Fe—As、舢一As含量降低最多，分别降低了6．91和6．45mg／kg，其次是AE-As，土壤中AE．As含量降低值为4．74mg／kg，Ca-As含量次之，降低了3．59mg／kg，且这四种形态的砷含量的被土壤固定为残渣态砷的量随着土壤外源砷添加浓度的增加而增加。表4．7添加外源As(V)条件下第二季盆栽后土壤中各形态舡含量变化(mg／kg)Table4．7TheconcentrationchangesofvariousformsofarsenicafterthesecondcultivatingperiodbyaddingexogenousAs(V)intosoil(mg／kg)这可能是一方面，由于小油菜本身生长对砷的吸附固定有影响，另一方面跟土壤中含钙、铁、铝氧化物，氢氧化物等对砷的吸附固定也有影响。第一季盆栽土壤AE—As、Al—As、Fc—As、Ca-As百分含量平均值分别为10．56％、16．07％、20．90％、15．46％，O—As为37．01％，而第二季盆栽土壤中则AE．As、A1．As、Fe．As、Ca-As百分含量平均值分别为：3．28％、5．01％、6．46％、6．76％，O—As百分含量达到了78．49％，这说明经过第二季小油菜的种植，土壤中的砷主要转化为残渣态，与第二章的设施土壤砷的形态分布相比，各形态所占的百分含量有一定的差异，这可能与土壤的基本性质有关。4⋯242添加外源DMA并种植作物后对土壤中砷各形态的影响添加外源DMA与As(V)的盆栽试验结果大致相同，种植两季小油菜之后，土壤中四种形态砷的含量变化很大，外源DMA处理中土壤，第一季小油菜收获后，土壤四种形态砷含量仍然非常高，但是第二季小油菜收获后，各形态砷含量均有下降。由表4．8可以看出，在种植第一季小油菜以后，土壤中四种形态砷含量都非常高，AE-As、A1．As、Fc—As、Ca．As在最高浓度分别 中国农、业科学皖硕十学伊论文第四亭外源不同形态砷对小油菜生长的影响曼L1量曼量璺曼鲁曼毫曼量曼曼量曼曼曼曼曼曼曼曼!!!!!曼曼曼曼曼曼!!曼皇曼曼曼曼曼曼虽曼皇达到了16．88、12．33、25．78、20．53me#g。表4．8添加外源DMA条件下第一季盆栽后土壤中各形态As含量变化(mg／kg)Table4．8TheconcentrationchangesofvariousformsofarsenicafterthefirstcultivatingperiodbyaddingexogenousDMAintosoil(mg／kg)表4．9添加外源DMA条件下第二季盆栽后土壤中各形态舡含量变化(mg／kg)Table4．9TheconcentrationchangesofvariousformsofarsenicafterthesecondcultivatingperiodbyaddingexogenousDMAintosoil(mg／kg)但是种植第二季小油菜之后如表4．9所示，土壤四种形态砷含量都明显卜．降。土壤中Fe—As、Ca-As含量降低的平均值分别为：7．92、7．43me：}，kg。AE—As降低了5．23mg／kg，AI．As降低了4．72mg／kg。但是由3．3．2研究结果表明，土壤中四种形态砷在不同取样时间内，含量变化没有明显的规律性，所以土壤中四种形态砷降低的量是否全以残渣态形式存在于土壤中，这部分研究结果有待于进一步的证实。4．3讨论根据本试验研究结果，砷对小油菜的出苗率和生物产量都产生很大影响，且不同浓度对小油菜出苗率的影响与对照相比都达到了差异性显著性差异，在低浓度条件下，无论是As(v)还是DMA在低浓度条件下，小油菜的出苜率比着对照有显著性增长，但是随着浓度的增高，则出苗率逐渐下降，这一过程与其对小油菜生物量影响相似。本试验研究结果表明在生物毒性方面：DMA>As(V)。砷对小油菜的毒害与其含量、价态、土壤的pH值、土壤的类型、质地及生长环境及植物的种类有关。土壤中微量的砷能刺激作物的生长发育，提高其生物产量。有研究表明，低含量的砷能促进小麦种子萌发的呼吸作用，这是由于低含量的砷合理的抑制植物的光呼吸，减少了光合产物的无益消耗，从而造成刺激植物生长发育的结果(胡家恕等，1996；陈同斌等1993)。微量砷也可提高作物叶片叶绿素含量，由于叶绿体是植物把无机碳转化为有机碳的场所，所以表现为刺3R 中国农、Ik科学院硕_卜学位论文第Pq覃外源刁：同形态砷对小油策生长的影响激植物生长(杨文婕，1997)。高浓度砷对植物有毒害作用，当土壤中砷浓度高时对植物水分代谢有抑制作用，引起叶面蒸腾下降，阻碍作物中水分输送，从根部向地上部的水分共给受到抑制(冯德福，2000)。高浓度砷抑制植物的呼吸作用，砷毒害可以小麦种子萌发时呼吸强度受到显著抑制。砷对细胞线粒体也有影响，线粒体是细胞呼吸及能量供应的场所，砷酸盐可减弱线粒体氧化磷酸化反应，抑制线粒体的呼吸作用，使其过程接偶联(胡家恕等，1996；Rossman，1998)。砷毒害能使植物的叶绿素含量随着十壤中砷含量的增高而降低，茎叶蔗糖酶活性下降，因而使光合作用受到抑制，营养转化失调，营养生长不良，根重、茎叶重随之下降(许嘉琳等，19931杨文婕，1997；廖宝凉等，1996)。关于砷影响植物生长的机理方面，As(V)会干扰细胞的磷酸化作用和有关酶的作用(Peterson等，1981)。As(HI)与细胞中的巯基具有高度的亲和力，二者能结合呈稳定的六元环，细胞中含有大量的含巯基酶：若砷与丙酮酸脱氢酶结合，可使三羧酸循环受阻(毕伟东等，2002)。谷光苷肽是含巯基酶，在植物体内能与砷络合从而降低砷的毒性(Schmoge等，2000)。植物络合素(Phytochelatin，PC)是含有巯基的非蛋白质多肽，能螯合金属离子形成无毒或低毒络合物，黄玉山等(黄玉山等，1992；Steffens，1990)用As203能诱导PC合成硝酸还原酶(NR)是含巯基酶，陈愚等证实了镉使作物体内的硝酸还原酶(NR)活性降低(陈愚等，1998)。对于DMA对植物的危害机理目前研究比较少，但有研究表明甲基砷酸和甲基胂酸钠都参与水合茚三酮的代谢反应(广东省农作物协作杂种优势利用研究协作组等，1978)。人们普遍认为，无机砷的毒性大于有机砷，但是根据本试验研究结果，DMA的毒性大于As(V)，关于DMA毒性及危害机理方面的研究很少，以后虑加强这方面的研究。有研究表明，作物对砷的吸收属于被动吸收。作物体内砷累积量为根部>茎叶>籽粒(Kabata—Pendias，1984)。JiiinaSzAkovfi等人通过胡椒(Capsicumannum上^)对arsenite(A(III))，，arsenic(A(V))，methylarsonicacid(MA)，anddimethylarsinicacid(DMA)的吸收利用的研究结果表明，在砷的植物有效性方面，arsenite=arsenate玉米>大豆>水稻(Nriagu等，1988)。蒋彬等对239份水稻品种的砷含量测定表明，不同水稻基因犁中，稻米含革范围为0．08-49．14mg／kg(蒋彬等，2002)。对不同品种的绒毛草(Holcuslanatus．L)进行耐砷性比较研究表明，耐砷品种体内As的累积量远低于敏感品种(Mehary等，1992)。从本研究结果来看，两种处理的土壤中AF_,-As含量与小油菜体内砷含量相关性达到了0．01水平下极显著正相关，小油菜体内砷含量随着外源砷浓度的增加而增加，由此可以推出，小油菜对砷的吸收在低浓度砷含量范围内是以主动吸收为主，当砷含量高过一定的值时，则表现为被动吸收。铁的氢氧化物具有强的砷吸附能力(Garacia-Sanchez等，2003)，土壤中0．2％、0．5％的氧化铁可平均使蔬菜吸收的砷含量减少22％、32％(Warren等，2003)。但是外源砷进入土壤以后，在短时间内很难形成残渣态，砷的存在形态利于植物的吸收利用，也会对作物产生毒害。食品中砷限量卫生标准GB4810．94规定蔬菜中的砷含量不能超过O．5mg／kg，本研究结果表明，当土壤中有效态砷含量达到0．75mg／kg时，小油菜体内的砷含量便超过了卫生标准。如果从国家卫生标准来看，土壤中有效态砷含量0．75mg／kg则是小油菜砷毒害的临界浓度。39 中围农业科学院硕卜学位论文第四章外源不同形态砷对小油菜乍长的影响4．4本章小结4．5．1土壤中添加外源砷后，对小油菜出苗率有显著的影响。当外源砷浓度在10～15mg／kg时，对小油菜出苗率有刺激作用，与对照相比达到差异性极显著水平；当外源砷浓度在30-50me,／kg，小油菜出苗率与对照相比没有显著差异；当外源砷浓度>70mg／kg时，则对小油菜出苗率有明显的抑制作用，且对照相比达到了差异性极显著水平。4．5．2外源砷添加土壤后，对小油菜生长有显著的影响。对于添加As(V)的处理，当砷添加量<15mg／kg时，可以刺激小油菜的生长，小油菜生物产量高于对照，但是砷添加量__30mg／kg时，则随着As添加量的增加，小油菜生物量逐渐减少，且低于对照；随着DMA添加量的增高，小油菜的生物产量逐渐降低，且均低于对照，当土壤中DMA添加量超过50mg／kg时，小油菜出苗一周后死亡，由此可推断，小油菜受As毒害的临界浓度在15—30mg／kg之间，DMA的致死临界浓度为50mg／kg，生物毒性DMA>As(v)。4．5．3土壤AE—As含量与小油菜体内As含量达到了0．01水平下的极显著正相关。由此可以推断，在两季盆栽时间内(6个月)，土壤中砷的有效性并没有明显的降低。4．5．4随着外源砷添加量的增高，土壤中的AE．As、AI—As、Fe．As、Ca-As含量均增加。种植第一季小油菜后，As(V)和DMA处理的土壤中四种形态砷的含量仍然很高，但是在第二季小油菜收获后，土壤中的AE．As、AI—As、Fe．As、Ca．As均呈下降趋势，这主要是由于被土壤胶体吸附固定转化为残渣态。在As(V)处理中，第一季小油菜收获后土壤AE—As、AI—As、Fe—As、Ca-As百分含量平均值分别为10．556％、16．071％、20．902％、15．460％，O—As为37．011％，而第二季则AE-As、AI．As、Fe．As、Ca—As百分含量平均值分别为：3．28％、5．01％、6．46％、6．76％，O—As百分含量达到了78．49％，这说明经过第二季，土壤中砷主要转化为残渣态，但与设施土壤相比，各形态所占的百分含量有一定的差异，这可能与土壤的基本性质有关。 中国农业科学院硕}：学位论文第百章结论与展卑曼曼曼曼皇曼曼曼曼曼曼曼曼曼曼皇曼曼曼曼皇曼曼曼舅皇曼曼!曼曼UIll鼍曼曼鼍曼鼍曼曼曼曼皇曼量曼皇皇皇舅曼曼曼曼曼曼曼尝曼曼曼皇第五章结论与展望．5．1研究结论5．1．1设施土壤表层(0-20cm)和亚表层(20—40cm)中砷的形态分布有所变化设施菜地土壤地是一个比较特殊的土壤利用类型，由于其高投入、高产出的特点，受人为活动的影响比较频繁，农资投入、耕作等会影响到十壤中砷的总量的变化。但是各形态砷在土壤中含量比例不相同，残渣态砷含量占绝对优势，可达到全砷(T-As)量的63％以上，土壤中其他形态的砷的含量分别是Fe．As>Ca．As>AI．As>AE．As。在20-40cm土壤中，残渣态砷含量占土壤总砷的63％以上，其他形态砷含量则为：Ca-As>Fe．As>AI．As>AE—As。5．1．2外源砷加入土壤后的有效性有随时间延长明显下降的趋势随着外源As(V)和DMA的浓度的增加，各形态含量都显著增加。但是各形态占砷添加总量的百分比值变化规律差异不是很大。各形态砷与土壤外源砷浓度间的相关系数均高达0．99以上。As(V)进入土壤之后，土壤各形态之间的转化，具有明显的规律性，AE．As随着培养时间延长，含量逐渐降低，4个月时间内，AE-As的降低百分点与随着土壤外源砷添加量而逐渐降低；A1．As随着培养时间的增加，含量逐渐增加，但A1一As含量增加百分点随着外源砷添加量的增高先增高而后降低；Fe．As和Ca-As含量升高百分点随着土壤外源砷添加量的增高而逐渐减低，在同一浓度水平一F，Ca-As含量百分率增加最多，其次是Fe．As、从As，这说明土壤中的有效态砷含量主要转化为Ca-As，其次是Fe．As和A1．As。但是DMA进入土壤之后，土壤各形态之间没有规律性。从As(v)和DMA各形态砷含量的对比来看，As(V)添加的士壤中中各形态砷含量要高于DMA添加的土壤。对于DMA处理，砷的残留率很低，据有关推断，在士壤嫌气条件下，65％的DMA生成挥发性的气体，其含量减少，因此在DMA污染的士壤中，可采用淹水的措施，减低砷的毒害。5．1．3外源DMA加入土壤主要转化为无机态砷(As(V))DMA进入土壤之后，主要发生去甲基反应，短时间内即可向As(V)转化，且有少量As(Ⅲ)生成。随着DMA在土壤中培养时间越长，则DMA向As(V)的就越多。5．1．4外源As(V)和DMA对植物生长具有显著影响，其中DMA的影响更为显著As(v)和DMA加入土壤以后主要以有效态形式存在，对作物的毒性比较大，表现在对出苗率和生物产量的影响上，低浓度砷可以刺激作物生长，浓度高于一定值时，则对作物毒害，以至于在初期加入土壤时，高浓度DMA会产生致死作用。As(V)和DMA对作物生长的都用显著影响，其中DMA影响更为显著。在毒性大小方面，有机态的DMA毒性要大于无机As。土壤中外源砷模拟砷高污染的士壤，虽然具有准确性、可监控性等优点。但是与自然状态下的士壤比较，盆栽模拟试验主要以人为控制为主，很难取得与自41 中国农业科学院硕l：学位论文第五荜结论与展单皇皇量量舅寡皇舅舅曼鼍鼍曼曼|——,．--II鼍鼍曼曼璺然状态很相仿的数据，tt如-l：壤中有效态砷含量不同等方面存在一定的差异，外源砷加入土壤后，培养时间较短，在1个月内各形态砷含量难以达到平衡，而自然土壤经过若干年的发育，基本性质稳定，土壤中各形态砷含量也基本不变等方面。5．2研究展望限于研究者水平和研究时间限制，本研究关于砷的形态转化及植物有效性方面多是一些表观研究，对于诸多的机理性的研究缺乏深度，今后还应该加强如下方面的研究：(1)根据本研究的结果，DMA加入土壤之后，各形态转化没有明显的规律，残留率低，但是机理方面，没有深入研究，因此该结论有待进一步验证；(2)本试验关于DMA在土壤中价态转换的研究表明，在短时间内，土壤中DMA主要转化为As(V)，有微量部分转化为As(III)，但是关于其转化机理方面也待进一步研究；(3)As(V)和DMA对小油菜的毒性临界浓度，只是模拟试验，没有普遍性，因此在关于砷毒性的临界浓度方面，有待进一步的研究。42 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砷在土壤中的形态转化及植物有效性研究作者：胡留杰学位授予单位：中国农业科学院本文链接：http://d.g.wanfangdata.com.cn/Thesis_Y1422143.aspx