濕地生境下土壤砷形態轉化與微環境因子的關系

任偉　趙蓉　劉云根　楊桂英　趙立君　張慧娟　李夢瑩　王妍

摘要：通過持續淹水種植典型挺水植物香蒲（Typha angustifolia L.）的模擬濕地生境盆栽試驗，探究外源砷（As）污染土壤在不同時間內微環境因子[溶解氧含量（DO）、氧化還原電位（E）、電導率（EC）和pH值]的變化規律及砷形態轉化的過程和影響因素，并評估對應的環境風險。結果表明，土壤微環境因子對不同處理時間的響應存在差異，隨著試驗時間延長土壤DO值、En值均表現出先降低后升高的趨勢;土壤酸堿度趨于中性，且不同處理間沒有顯著差異;土壤電導率逐漸上升。隨著淹水時間的延長，非專性吸附態As（F1）及殘渣態As（F5）含量均不斷減少，晶型鐵鋁氧化物結合態As（F4）不斷增加，由生物有效態向非生物有效態轉化，基本趨于穩定。土壤微環境因子對土壤As結合態的影響是多方向的，同一微環境因子對不同結合態具有不同相關性，且存在較大差異，En、DO及pH均對土壤中As的轉化具有重要貢獻。隨著試驗時間加長，土壤中As的環境風險表現出先大幅降低后小幅增加的趨勢，中后期總體處于中低環境風險狀態。

關鍵詞：砷;微環境因子;結合態;環境風險

中圖分類號：X53

文獻標識碼：A

文章編號：1000-4440（2019）02-0321-08

近年來，砷（As）污染給中國湖泊河流、水庫等地表水環境安全帶來嚴重威脅[1-3]，諸如湘江、批江.大沙河、陽宗海、大屯海、柴石灘等湖泊、河流水體先后因砷污染問題而被廣泛關注[4-5]。盡管經過多年治理部分湖泊水體砷污染得到有效控制，但有研究結果表明，湖泊和河流底泥砷的大量累積依然存在不可忽視的二次污染風險[6-7]。挺水植物是湖濱濕地的重要組成部分，在攔截陸源污染、凈化湖泊水質等方面發揮著重要作用[8]。湖濱濕地季節性水位漲落和風浪干擾導致其氧化還原電位交替變化頻繁[9]，其不僅是濕地植物生長及營養吸收分配的主要影響因子[10-11]，亦是引發湖濱濕地重金屬形態轉化的重要因素[12]。外源砷進入土壤后，一小部分溶解在土壤溶液中，一部分吸附在土壤膠體.上，大部分轉化為難溶性砷化物[13]。根據生物可利用的難易程度，砷在土壤中的結合形態可分為水溶態砷（溶解在土壤溶液中）、交換態砷（吸附于土壤表面交換點上）和難溶態砷（被土壤膠體吸附，并與鐵、鋁、鈣等離子結合形成難溶性砷酸鹽）[14]。一般而言，在土壤酸堿度和氧化還原條件變化影響下，土壤中As會在易溶性和難溶性砷化合物之間相互轉化[I5]，是一個動態過程。當前沉積物-水界面附近是砷在環境中遷移轉化研究的重點區域，研究主要集中在河流湖泊和近海海域原位沉積物As存在的形態及風險評價[16-17]、不同介質對砷生物化學行為的影響[18]及土壤-水稻體系中砷的遷移轉化[19]。但針對濕地生境下不同砷污染土壤中As形態動態變化與微環境因子的耦合關系及相應的生態風險，鮮有研究報道。由于湖濱濕地底泥砷的賦存形態直接決定其毒性效應和生態風險，本研究通過盆栽試驗模擬濕地生境，探析長期淹水種植典型濕地植物香蒲（Typha angustifolia L.）情況下，不同處理時間土壤微環境因子[溶解氧含量（DO）、氧化還原電位（E，）、電導率（EC）和pH]變化規律及土壤中砷形態轉化過程，以期為砷污染湖泊的生態修復提供理論參考。

1 材料與方法

1.1 試驗材料

土壤來源于昆明市海拔1900m處的低洼地段表層（0～20em）土壤，土壤類型為紅壤。土壤樣品采回后自然陰干，敲碎、磨細后過4mm篩備用。土壤基本性質：酸堿度（pH值）3.97，總砷（T-As）含量8.39mg/kg，不同結合態As[非專性吸附態（F1）、專性吸附態（F2）、不定型鐵鋁氧化物結合態（F3）、晶型鐵鋁氧化物結合態（F4）和殘渣態（F5）[20]含量分別為1.29mg/kg.1.19mg/kg.0.76mg/kg、5.40mg/kg、2.27mg/kg，有機質（TOC）含量1.84g/kg，總磷（T-P）含量0.57g/kg，總鈣（T-Ca）含量2.86g/kg。土壤污染物含量限值參考《土壤環境質量農用地土壤污染風險管控標準（試行）》[21]（農用地土壤酸堿度（pH值）≤5.5，總砷（T-As）含量限值為40mg/kg）判別。

供試植物為狹葉香蒲，為多年生水生或沼生草本，是典型的濕地挺水植物。狹葉香蒲取自云南省昆明市泛亞苗圃基地，選取當年生高度一致（株高約35em）、長勢良好的萌生苗作為供試材料。

1.2 盆栽試驗

采用盆栽試驗模擬濕生環境。盆栽裝置為無蓋黑色聚乙烯塑膠桶（高32cm，口徑48cm，底徑32cm），每桶裝入10kg干土和10L純凈水。通過外源添加Na，HAsO4·7H20的方式設置5個不同含量的砷污染處理：0mg/kg（CK）、50mg/kg、100mg/kg.200mg/kg、400mg/kgAs+。每個處理3次重復。加入Na，HAsO4·7H，O溶液，使土壤成黏稠狀，充分混勻，自然放置平衡7d后用于試驗。

盆栽試驗在西南林業大學露天試驗區進行，試驗區內環境條件為自然狀態，無人為干擾。該地區屬北亞熱帶低緯高原山地季風氣候，氣候溫和，年平均氣溫15C，年降水量1450mm。于2017年4月初移栽香蒲幼苗，每個盆栽裝置中等間距移栽6株香蒲幼苗并統一添加等量園林復合基肥（N：P20，：K，0=16：16：16），試驗期間保障水肥條件一致，保持試驗裝置處于相同淹水狀態。分別在植株移栽后第50d第100d、第200d采集土壤樣品，測定土壤總砷（T-As）及各結合態As含量。

1.3 分析測定方法

于不同時間將每盆土壤自然風干，去除根系，敲碎混勻過149mm篩，密封保存備用。土壤基本理化性質測定采用常規方法[22]：土壤有機質（TOC）含量采用重鉻酸鉀法測定，總磷含量采用鉬梯抗紫外分光光度法測定，總鈣含量用FP6410型火焰光度計測定。土壤微環境因子pH值采用酸度計（雷磁PHS-3C）測定（水土質量比2.5：1.0）。溶解氧含量（DO）、氧化還原電位（E）、電導率（EC）利用自制土壤垂直PVC采樣管采集土壤鮮樣品，剔除植物根系殘體后混勻樣品，按照水土比3：1（90ml去離子水與30g混勻土壤樣品）混合均勻后，及時用HACH便攜式儀器（HQ40d）測定。

風干土壤樣品砷含量測定：總砷含量采用王水（HNO3和HCl體積比為3：1）消解提取（HJ 680-2013）法測定，結合態砷含量采用Wenzel等[23]報道的連續五步提取法（Sequential extraction procedure，SEP）測定。其中，非專性吸附態、專性吸附態砷在土壤中具有較高的活性，為生物有效態砷;后3種結合態砷的生物可利用性較低，在土壤中較為穩定，為非生物有效態砷。所有樣品測定過程中均設置空白對照和重復，所有砷含量均使用AFS-810雙道氫化物發生原子熒光分光光度計（北京吉天公司產品）測定。

1.4 數據統計與分析

應用SPSS 21.0軟件對土壤微環境因子（溶解氧含量、氧化還原電位、電導率、pH值）、各結合態砷及總砷含量等指標進行單因素方差分析（One-wayANVOA），差異顯著性水平設定為a=0.05。用Pearson法對土壤微環境因子與結合態砷和總砷含量進行相關分析，借助Canoco 4.5進行蒙特卡羅置換檢驗（Monte Carlo permutation test）。采用Origin2018軟件繪圖。

采用風險評價編碼法（RAC）對土壤中砷的生態風險進行評價。RAC法中將非專性吸附和專性吸附態砷之和（F1+F2）視為砷的有效部分，通過計算該部分砷總量的比例，評價沉積物中砷的有效性，進而對其環境風險進行評價。根據有效部分所占比例將其環境風險分為5個等級：<1%為無風險;1%～10%為低風險;11%～30%為中等風險;31%～50%為高風險;>50%為極高風險[24]。

2 結果與分析

2.1 不同含量砷污染土壤微環境因子變化特征

從圖1可知，砷污染處理50d時土壤DO值隨土壤中砷（As+）含量的升高呈下降趨勢，氧化還原電位（E）變化不大;隨著土壤中外源砷含量的增加，100d時土壤DO值與E值逐漸降低，200d時土壤DO值與E值表現出先增加后降低的趨勢。不同處理時間下土壤DO值和氧化還原電位均存在差異，50d時最高;100d時DO值和E，值分別為0d時的35分之一和5分之一，其溶解氧含量較低，土壤處于還原狀態;200d時，DO值和E值較100d時平均上升5倍和2倍，土壤由還原狀態轉變為氧化狀態。不同含量砷污染條件下，土壤EC值在處理50d、100d時變化不大;200d時高含量砷（As'+含量≥100mg/kg）污染處理土壤EC值高于低含量（As'+含量≤50mg/kg）處理，且差異顯著;隨著時間的延長，各處理的土壤EC值均逐漸上升，可電離鹽類含量不斷增加。不同處理時間下土壤pH值則無明顯變化，在7.24至7.54之間波動，土壤酸堿度呈中性。

2.2 不同含量砷污染土壤中各形態砷的分布

不同處理時間土壤總砷（T-As）及各結合態砷含量見表1。隨著處理時間的延長，各含量砷污染處理土壤T-As含量均逐漸下降;F1和F5的含量在各含量砷處理中亦均呈下降趨勢，200d時較50d時分別減少73%～98%、76%～86%;F2含量在不同處理時間表現出的規律為：50d>200d>100d;F3、F4含量，隨著時間的延長，基本呈現先增加后降低的趨勢，但400mg/kgAs'+處理下200d時F4含量是100d時的3.8倍。在不同含量砷污染下，不同結合態砷含量間差異顯著，不同處理時間各形態占比亦存在差異。50d時除400mg/kg含量處理下F2占比最大達到39%外，其余各含量處理下F5占比均最大（達到38%～98%），F2、F4占比其次（分別為25%、19%），F3及F1最少。100d時同樣除400mg/kg含量處理下F3占比達到80%外，其余各處理F4占比均最大（達到45%～68%），F3其次（33%），F5占比較50d時迅速降低，降幅達到71%～84%。200d時，F4占比最大，F2最小;在0～100mg/kg砷處理下F4>F5>F3>F2;在200mg/kg、400mg/kg砷處理下F3小于F4，大于F2及F3。

砷污染土壤中生物有效態與非生物有效態砷分布如圖2所示。不同處理時間下對照土壤中生物有效態As所占比例變化不大。隨著時間延長，除400mg/kgAs'+處理外，其余各砷含量處理下生物有效態As占比變化基本表現出先降低后趨于穩定的規律，100d、200d時分別比50d時平均降低了70%、60%;400mg/kgAs'+處理下生物有效態As占比則表現出較為明顯的先降后升的趨勢，非生物有效態As含量則相反，但200d時生物有效態As占比遠低于50d時的占比，僅是其50%。總體而言，土壤中As由生物有效態向非生物有效態轉化，且基本趨于穩定。

2.3 土壤微環境因子與土壤中As含量的相關性

對土壤微環境因子和各結合態砷含量進行Pearson相關性分析。結果（表2）表明，F5、F4含量與有效態As（F2和F1）含量均呈極顯著正相關;F2與F1含量亦呈極顯著正相關，相關系數達到0.986。DO值與F2、F1含量呈顯著負相關，與F3含量則呈顯著正相關;E，值與F3含量呈顯著負相關，與F4含量則呈顯著正相關;EC值與F4含量呈極顯著正相關，與F5含量呈顯著負相關性;土壤pH值與F1、F2、F5含量呈極顯著正相關。蒙特卡洛檢驗結果顯示，不同土壤微環境因子對土壤中As轉化影響的貢獻大小順序為E，>DO>pH>EC，貢獻率依次是98.9%、95.5%、81.4%、50.1%。說明E，、DO值及pH均對土壤中As轉化具有重要影響，土壤氧化還原狀況尤為重要，EC值則作用不明顯。

2.4 土壤中砷的生態風險評價

采用風險評價編碼法（RAC）對土壤中砷的生態風險進行評價。風險評價編碼法主要針對重金屬的生物有效性部分，環境風險評價更為直接[[25]0RAC評價結果（圖3）表明：不同砷污染水平與不同處理時間下砷的環境風險均達到污染程度，且隨著外源砷添加量的增加，其風險等級越高。隨著處理時間延長，土壤中有效態砷所占比例呈先迅速降低后略有升高的趨勢。50d時，除對照處于低風險外，50mg/kg和100mg/kgAsS+處理下有效態砷所占比例分別為28%、22%，處于中等風險狀態;當土壤AsS+含量≥200mg/kg時，土壤中有效態As所占比例均值高達42%，處于高風險狀態。100d時土壤中有效態As所占比例降低至10.8%～1.7%，較50d時下降了54%～96%，處于低風險狀態;200d時土壤中有效態As所占比例除200mg/kgAs'+處理外，其他處理均較100d時有所提高，但小于50d時土壤中有效態As所占比例，處于中低環境風險狀態。

3 討論

土壤微環境因子（溶解氧含量、氧化還原電位、電導率、pH值）不僅是濕地植物生長及營養吸收分配的重要影響因子[1]，亦是引發湖濱濕地礦物元素形態轉化的重要因素[12]本研究中土壤氧化還原狀況對不同處理時間的響應存在差異，可能是由于淹水狀態切斷了土壤的氧氣供應，且隨著時間推移，由于微生物耗氧的生物氧化還原作用，導致土壤中的氧氣被逐漸耗竭。但植物根系成熟區皮層細胞在長期淹水后會發生程序性死亡，溶解而形成通氣組織（26由地上部向根部輸送氧氣以完成根系泌氧。在處理50d時植株快速生長，促使其根系孔隙變大，不定根數量增多[10]，以提高根系泌氧能力，使土壤中溶解氧含量相對較高。處理100d時滇中地區正處于高溫期，有機污染物降解和還原性無機物氧化大量消耗氧[27]，使土壤水溶解氧含量降低，土壤處于還原狀態。200d時，氣溫降低，限制了耗氧活動，此外香蒲植株枯黃，營養元素回流，促進地下長出新根，有效地提高了香蒲根系泌氧能力，土壤中氧含量升高，處于氧化狀態，E，值回升。不同處理時間下，400mg/kgAs'+處理的土壤溶解氧含量均最低，可能與植株在高含量砷脅迫下生長緩慢、根系欠發達有關;同時香蒲根系難以吸收利用太低含量的溶解氧，進一步延緩了植株生長發育。隨著處理時間延長，可電離鹽類含量不斷增加，出現該現象的原因：一方面可能由于香蒲根系組織不斷生長，活化了土壤中礦物元素;另一方面可能與植物生長中后期低水平的土壤E值提高了鐵錳氧化物溶解性，使土壤中還原態錳、鐵等陽離子和S2-等陰離子含量增加有關。在淹水種植香蒲模擬濕地生境條件下土壤pH呈中性，可能與植物根系調節與土壤淹水狀態有關。

有研究結果表明在中性和堿性條件下，微生物的甲基化作用明顯[28]，可能導致土壤中砷含量減少，使砷對環境的毒害作用減弱。香蒲對As具有一定富集能力[29]。本研究中隨著時間的延長土壤T-As不斷減少，這可能是微生物甲基化及香蒲對砷吸收積累雙重作用的結果。眾多學者認為與重金屬總量相比，重金屬的化學形態能更精確地反映其在環境中的生物有效性[30]。本試驗結果表明，不同處理時間下，土壤中砷各結合態變化顯著。香蒲對砷的不斷吸收積累，使極易被生物吸收利用的非專性吸附態As隨處理時間增加不斷降低。植物可以通過根系作用鈍化或固定土壤中的重金屬[31]，亦可以通過根際微生物的代謝活化土壤重金屬以增強植物對重金屬的吸收[32]，例如有機酸可酸化土壤微環境促進土壤中重金屬的溶解33]。本研究結果表明，殘渣態As含量隨植物生育期的延長，不斷減少，可能與香蒲發達的根系及根系微環境的活化有關。隨著處理時間的延長，鐵鋁氧化物結合態As含量增大，這與Guo等[34]的研究結論相一致。在濕地環境中，外源砷進入土壤后其形態轉化是一個復雜的過程，既存在土壤老化作用，又存在植物根系活化吸收，形成降低有效性與穩定性雙向效應。富含Fe、Al等氧化物的紅壤對砷具有較強的吸附性[35]，導致晶型鐵鋁氧化物結合態砷的含量增加，使砷逐漸向與土壤結合更為緊密的形態轉化，由生物有效態向非生物有效態轉化，其生物有效性降低。溶解氧含量、氧化還原電位條件不僅是驅動土壤砷釋放的原因，而且是影響As形態轉變的關鍵因子。有研究者發現溶解氧含量下降后，土壤處于厭氧狀態，砷的溶解度升高[36]，有效態As增加。土壤在富氧條件下易形成鐵錳氧化物，有利于鐵鋁氧化物結合態As的形成。氧化還原電位可以通過影響環境中有關化合物的溶解性來影響砷的釋放，本研究中通過蒙特卡洛檢驗發現土壤氧化還原條件對土壤中As轉化的貢獻尤為重要。在本試驗中，晶型鐵鋁氧化物結合態As與不定型鐵鋁氧化物結合態As含量隨時間延長，呈先增加后降低的趨勢，這可能與香蒲根表面鐵膜的形成與退化有關。郭偉等[37]研究發現，分蘗期水稻根表鐵膜成為根際砷的富集庫。楊文弢等[30]指出不同厚度和處于不同老化程度的鐵氧化物膜在一定條件下可以改變污染物的活性。在根表鐵膜的作用下，香蒲根系對根際土壤砷活性的影響主要發生在生長的中前期，處理100d時香蒲根系鐵膜大量形成，促使鐵鋁氧化物結合態As增多，處理200d時隨著植株根表鐵膜脫落，鐵鋁氧化物結合態As含量降低。pH對土壤中As的轉化亦具有重要貢獻，pH值的變化會影響As的賦存形態，土壤中As存在形式以陰離子為主，土壤pH值的變化會影響土壤中砷的吸附和解吸[15]，土壤酸堿度穩定于中性，有效態As處于較低水平，生物有效性亦趨于穩定。Hon-ma等[32]研究結果表明pH值與土壤中As的移動性具有顯著正相關性，與本試驗中土壤pH值與砷結合態（F1F2）呈極顯著正相關的結論相符。本試驗僅對影響濕地生境中砷形態變化的主要微環境因子進行了分析，具體機理有待進一步研究。

長期淹水使土壤中的重金屬氧化態含量增高，溶解性和移動性增強，生態風險增大。香蒲對有效態砷（F1與F2）的吸收，有效降低了有效態砷含量。處理100d時環境風險基本處于低風險狀態，這可能與香蒲根系對養分和砷的吸收較快[8]及土壤老化雙重作用有關;處理200d時環境風險.上升至中低風險，這可能由于植物莖葉凋落、營養回流造成的。試驗結果表明，隨著砷污染程度的增大，其風險等級也越高，說明砷在土壤中的遷移能力和生物有效性與砷的總量及其存在形態有較大的關系[29，這與許仙菊等[39]研究結果相近。因此，研究土壤中As的遷移轉化規律需綜合考慮各方面影響因子，動態評估可被生物直接利用的部分重金屬帶來的環境風險，使土壤評價、治理更具科學性。湖濱濕地中以氧化還原電位為代表的微環境因子的頻繁變化[40]，以及不同物候期濕地植物及其復雜根際的根際作用差異，使湖濱濕地的賦存形態變化過程和機制更加復雜，因此需要精準的因子控制試驗和野外驗證以厘清湖濱濕地As的賦存形態變化過程和機制。

參考文獻：

[1]HE J，CHARLET L. A review of arsenic presence in China drink-ing water[J]. Journal of Hydrology，2013，492（10）：79-88.

[2]FENDORF S，MICHAEL H A，GEEN A V. Spatial and temporal variations of groundwater arsenic in South and Southeast Asia[J].Science，2010，328（5982）：1123-1127.

[3]史曉凱，馬茹茹，顏道浩，等.外源砷脅迫對土壤細菌群落結構的影響[J].江蘇農業科學，2018，46（14）：242-246，252.

[4]黃維恒，包立，林健，等.沘江流域耕地土壤重金屬分布及生態風險評價[J].農業資源與環境學報，2017，34（5）：456-465.

[5]吳萬富，徐艷，史德強，等.我國河流湖泊砷污染現狀及除砷技術研究進展[J].環境科學與技術，2015（s1）：190-197.

[6]RESONGLES E，CASIOT C，FREYDIER R，et al. Persisting impact of historical mining activity to metal （Pb，Zn，Cd，TI，Hg）and metalloid （As，Sb）enrichment in sediments of the Gardon River，Southern France[J]. Science of the Total Environment ，2014，481：509-521.

[7]李彥靜.大冶湖底泥養分重金屬和砷、汞含量及空間分布特征研究[D].武漢：湖北大學，2016.

[8]王啟棟，宋金明，李學剛.黃河口濕地有機碳來源及其對碳埋藏提升策略的啟示[J].生態學報，2015，35（2）：568-576.

[9]李夢瑩，鄭毅，劉云根，等.陽宗海湖濱濕地沉積物砷和有機質對磷賦存形態的影響[J].農業環境科學學報，2016，35（11）：2171-2179.

[10]LI X，XUE Z，GAO J. Environmental influence on vegetation properties of frigid wetlandson the Qinghai-Tibet Plateau，W esternChina[J]. Wetlands，2016，36（5）：807-819.

[11]董磊，徐力剛，許加星，等.鄱陽湖典型洲灘濕地土壤環境因子對植被分布影響研究[J].土壤學報，2014，51（3）：618-626..

[12]SHAOX，LIANGX，WU M，et al. Influences of sediment properties and macrophytes on phosphorous speciation in the intertidalmarsh[J]. Environmental Science and Pollution Research，2014，21（17）：10432-10441.

[13]劉文菊，趙方杰.植物砷吸收與代謝的研究進展[J].環境化學，2011，16（30）：56-62.

[14]李思妍，史高玲，婁來清，等.P、Fe及水分對土壤砷有效性和小麥砷吸收的影響[J].農業環境科學學報，2018，37（3）：415-422.

[15]鐘松雄，尹光彩，陳志良，等.En、pH和鐵對水稻土砷釋放的影響機制[J].環境科學，2017，38（6）：2530-2537.

[16]楊芬，朱曉東，韋朝陽.陸地水環境中砷的遷移轉化[J].生態學雜志，2015，34（5）：1448-1455.

[17]劉群群，孟范平，王菲菲，等.東營市北部海域沉積物中重金屬的分布、來源及生態風險評價[J].環境科學，2017，38（9）：3635-3644.

[18]劉雪.抗砷細菌及根系有機酸對砷超富集植物蜈蚣草促生及吸砷機理研究[D].南京：南京大學，2017.

[19]鐘松雄，何宏飛，陳志良，等.水淹條件下水稻土中砷的生物化學行為研究進展[J].土壤學報，2018，55（1）：1-17.

[20]鐘松雄，尹光彩，黃潤林，等.利用invitro方法研究不同鐵礦對土壤砷生物可給性的影響[J].環境科學，2017，38（3）：1201-1208.

[21]國家生態環境部.土壤環境質量農用地土壤污染風險管控標準（試行）：GB15618-2018[S].北京：中國環境科學出版社，2018.

[22]魯如坤.土壤農業化學分析方法[M].北京：中國農業科技出版社，1999.

[23]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.

[24]孔明，董增林，晁建穎，等.巢湖表層沉積物重金屬生物有效性與生態風險評價[J].中國環境科學，2015，35（4）：1223-1229.

[25]ABIKO T，OBARA M. Enhancement of porosity and aerenchyma formation in nitrogen. deficient rice roots.[J]. Plant Science An International Journal of Experimental Plant Biology，2014，215/216（2）：76.

[26]楊旭健，傅友強，沈宏，等.水稻根表鐵膜及其形成的形態、生理及分子機理綜述[J].生態學雜志，2014，33（8）：2235-2244.

[27]王旭剛，孫麗蓉，馬林娟，等.黃河中下游濕地土壤鐵還原氧化過程的溫度敏感性[J].土壤學報，2018，55（2）：380-389.

[28]蘇世鳴，曾希柏，白玲玉，等.微生物對砷的作用機理及利用真菌修復砷污染土壤的可行性[J].應用生態學報，2010，21（12）：3266-3272.

[29]WANGZ，HOUL，LIU Y，et al. Metal contamination in a riparian wetland：distribution，fractionation and plant uptake [J ].Chemosphere，2018，200：587.

[30]楊文嫂，王英杰，周航，等.水稻不同生育期根際及非根際土壤砷形態遷移轉化規律[J].環境科學，2015（2）：694-699.

[31]雷鳴，曾敏，廖柏寒，等.含磷物質對水稻吸收土壤砷的影響[J].環境科學，2014（8）：3149-3154.

[32]HONMA T，OHBA H，KANEKOKADOKURA A，et al. Optimal soil En，pH，and water management for simultaneously minimizingarsenic and cadmium concentrations in rice grains[J]. Environ-mental Science & Technology，2016，50（8）：4178.

[33]卜貴軍，于靜，邸慧慧，等.雞糞堆肥有機物演化對重金屬生物有效性影響研究[J].環境科學，2014，35（11）：4352-4358.

[34]GUOH，REN Y，LIU Q，et al. Enhancement of arsenic adsorption during mineral transformation from siderite to goethite：Mecha-nism and application [J]. Environmental Science & Technology，2013，47（2）：1009- 1016.

[35]王亞男.外源砷在土壤中的老化及其對土壤微生物影響的機理研究[D].北京：中國農業大學，2016.

[36]楊明，許麗英，宋雨，等.厭氧微生物作用下土壤中砷的形態轉化及其分配[J].生態毒理學報，2013，8（2）：178-185.

[37]郭偉，林咸永，程旺大.不同地區土壤中分蘗期水稻根表鐵氧化物的形成及其對砷吸收的影響[J].環境科學，2010，31（2）：496-502.

[38]孫瑞波，盛下放，李婭，等.南京棲霞重金屬污染區植物富集重金屬效應及其根際微生物特性分析[J].土壤學報，2011，48（5）：1013-1020.

[39]許仙菊，張永春，沈睿，等.水稻不同生育期土壤砷形態分布特征及其生物有效性研究[J].生態環境學報，2010，19（8）：1983-1987.

[40]張慧娟，劉云根，侯磊，等.典型出境河流生態修復區沉積物重金屬污染特征及生態風險評估[J].環境科學研究，2017，30（9）：1415-1424.