砷（As）是一种公认的有毒致癌元素，其在土壤中的大量存在不仅严重影响作物生长、产量和品质，而且将通过食物链的迁移和传递，在人体内累积，给人类健康带来极大危险。客土法是一种快速降低污染土壤中重金属等污染物含量、促进污染土壤安全利用的一种切实有效的方法，在污染土壤修复中应用较广泛^[1]。我国辽宁张士灌区镉污染土壤的治理中，客土法也是应用较多、且效果较好的方法^[2-3]。客土法尽管工程量较大，但至今仍被广泛使用，如日本87.2%（7327 hm²）镉污染土地的修复采用了该方法^[4]。我国德兴铜矿周边地区受Cu、Pb、Zn、Cd污染的土壤经客土及植被恢复重建3年后，表层土壤的有机质和速效磷、速效钾含量均出现不同程度的提高^[5]。对放射性元素污染土壤进行的客土盆栽试验，也证实了客土法对降低污染土壤中污染元素含量和作物吸收量具有显著效果^[6-7]。

大豆是我国重要的油料和经济作物，是人类重要的植物蛋白质来源之一，同时也是对砷等元素富集能力相对较弱的作物^[8-10]。黄益宗等^[8]采用盆栽试验方法研究了16个品种大豆对污染土壤中As吸收、累积和分配的影响，结果表明，不同品种大豆的根、茎、叶、豆荚、籽粒及总生物量等均具有较大差异；杨兰芳等^[9]通过土壤添加外源砷的盆栽实验，发现大豆根、茎和籽粒的砷含量均与砷的添加量呈极显著线性相关，且根＞茎＞籽粒；Zhao等^[10]对我国华南地区17块种植大豆农田中采集的30个大豆品种进行了分析，结果显示其中有11块样地存在单一或复合重金属污染（Cd 0.11~0.91 mg·kg^-1；Pb 0.34~2.83 mg·kg^-1；Zn 42.00~88.00 mg·kg^-1；As 0.26~5.07 mg·kg^-1）问题，且部分样地的大豆重金属含量超标，意味着华南地区大豆生产存在重金属超标的风险。作者所在课题组对湖南石门县砷污染土壤进行客土修复效果的调查时发现，作物样品中的总砷含量尽管没有超过国家食品质量安全标准，但客土7年后由于砷在土壤中的迁移等原因，表土中总砷含量呈显著增加趋势^[11]。为此，我们利用农业部岳阳农业环境实验站的微区试验，研究了客土不同混合比例对大豆生长及砷在大豆体内富集等的影响，探讨大豆砷含量对土壤砷污染水平的响应，为砷污染土壤改良与作物安全生产提供科学依据。

1 材料与方法 1.1 试验材料

供试土壤：微区实验所用污染土壤取自湖南石门县某雄黄矿区周边农田表层土壤，其成土母质为板页岩。为保证成土母质的一致性，从湖南平江县黄金洞乡采集了由板页岩母质发育的清洁土壤作为客土。采集的土壤经自然风干并去掉较大的石块等杂物后过2 mm筛备用，根据不同客土比例要求，分别称取一定数量的污染土和清洁土并均匀混合，然后填装到长宽高均为1 m的相应微区模拟池内。供试土壤的基本理化性质如表 1所示。由于不可能采集肥沃表土作为客土，本研究中采集的清洁土壤为未种植作物的表层原状土壤，其肥力水平较低，有机质及N、P、K等含量均远低于污染土。

供试大豆品种为中豆33，种子购自湖南省岳阳市种子公司。2015年4月20日直播大豆在微区模拟池中，根据微区面积及大豆生长特点，每个微区模拟池20穴，每穴3~4粒种子。大豆生长期间浇水、施肥、病虫害防治等措施均同普通大田。2015年8月11日收割前按五点取样方法采集大豆植物样品，先用自来水清洗，再用0.1 mol·L^-1的盐酸浸泡清洗10 min以去除植物表面附着的砷，最后用去离子水冲洗多次，用滤纸吸干表面水分后，按照根、茎、叶、豆荚、籽粒将采集的植株样分为5个部分，在烘箱内105 ℃杀青30 min后80 ℃烘干至恒重，用粉碎机磨碎并过1 mm筛备用。

1.2 试验设计

微区试验位于岳阳农业部农业环境野外科学观测试验站（29°16′6.6″N、113°5′21.9″E）。试验共设置6个处理、重复3次，共计18个模拟池（1 m×1 m×1 m）。模拟池内按照不同客土比例要求，分别装入由砷污染土壤和清洁土壤按相应比例均匀混合后的土壤，每个微区内填充的土壤总质量相同（1000 kg）。为避免降雨导致模拟池内水分溢出引起砷流失，并影响试验结果的准确性，在模拟池上方用透明塑料制作的顶棚将其覆盖。试验设6个不同污染土壤与清洁土壤的组合比例，分别为A=100:0、B=80:20、C=60:40、D=40:60、E=20:80、F=0:100。将污染土壤和清洁土壤均匀混合装池后，得到的不同组合比例土壤的基本理化性质及砷含量如表 2所示。从表 2可以看到，随着清洁土壤比例的增加，混合后土壤中的总砷浓度及有效砷浓度均呈现出不同程度的降低趋势，说明采用客土混合的方法来降低砷污染土壤中砷含量具有非常显著的效果。

1.3 样品处理与分析

植物总砷的测定：采用HNO₃-HClO₄-H₂SO₄消解方法^[12]，称取磨碎后的植物干样0.500 0 g于消煮管内，加1 mL超纯水湿润，再按顺序分别加入8 mL HNO₃、2 mL HClO₄、1 mL H₂SO₄，在消煮管口加盖弯颈小漏斗，放置过夜。次日，将消煮管置于130 ℃^[13]消解炉中消解至溶液呈清亮透明、管内棕色气体全部逸散后，用去离子水冲洗弯颈小漏斗外壁，然后继续加热至消煮管内剩余1~2 mL液体时停止加热。待消煮管冷却后，用去离子水定容至25 mL，过滤待测。用氢化物发生原子荧光仪（AFS-920，北京吉天）测定待测滤液中的砷。

土壤总砷的测定：采用1:1王水-水消煮法进行前处理^[14]。称取过0.149 mm筛风干土样0.500 0 g置于50 mL三角瓶中，加12 mL超纯水润湿，再加9 mL浓HCl和3 mL浓HNO₃，在三角瓶口盖上弯颈漏斗，浸泡过夜后，将三角瓶置于130 ℃电热板上消解至土样呈灰白色、消煮液澄清且剩余2~3 mL，冷却后定容至50 mL容量瓶中，过滤待测。用氢化物发生原子荧光仪（AFS-920，北京吉天）测定滤液中的砷。

土壤有效态砷的测定：采用0.5 mol·L^-1 NaHCO₃浸提法^[15]。称取过2 mm筛的风干土样5.00 g于100 mL离心管中，加入50 mL 0.5 mol·L^-1的NaHCO₃溶液（称取41.00 g NaHCO₃溶解于1 L水中），20 ℃ 180 r·min^-1振荡2 h，高速离心5 min后用0.45 μm滤膜过滤，用氢化物发生原子荧光仪（AFS-920，北京吉天）测定滤液中的砷。

土壤各结合态砷的提取和测定：采用Wenzel等^[16]的连续提取法进行，具体步骤见表 3。第一步为非专性吸附态砷（F1），第二步为专性吸附态砷（F2），第三步为弱结晶水合铁铝氧化物结合态砷（F3），第四步为结晶水合铁铝氧化物结合态砷（F4），第五步为残渣态砷（F5）。第四步之后，将土样风干，研磨过0.149 mm筛，按照土样总砷的分析方法进行消煮。

砷测定的质量保证与控制：消煮过程中，采用国家土壤标准参比物（GSS-27：GBW07456）和圆白菜（GBS-5：GBW10014）进行质量控制。标准土样和圆白菜消煮后的回收率分别为92.1%~107.2%和88.5%~110.0%。提取样品上机测定时，设置空白对照，以消除试剂的背景干扰，同时利用砷标准水样（GBWZ50004-88，环境标准物质研究所）作为内标物进行标准曲线的校正，标准水样的回收率为92.6%~106.8%，每测定20个样品后测定一次标准水样，以保证测定结果的稳定性和准确性。

1.4 数据统计

试验数据采用Excel 2010处理，并表示为平均值±标准误；用SPSS 21软件进行方差分析，Duncan新复极差法进行多重比较（α=0.05）。

2 结果与分析 2.1 不同比例客土对大豆生长的影响

不同比例客土下大豆各部位收割后生物量（质量）如图 1所示。大豆茎和根生物量随着清洁土比例提高的变化不明显，且不同客土比例处理间大豆根的生物量差异不显著，茎的生物量只有处理E（清洁土壤比例为80%）与其他各处理间的差异达到显著水平。不同客土比例下大豆叶、荚和籽粒的生物量则差异较大，处理C和E的大豆籽粒生物量显著高于其他处理，处理F的生物量则显著低于其他处理，而处理C和E间差异不显著。不同处理下大豆叶片的生物量仅处理E与其他处理间有显著差异。

2.2 不同比例客土对大豆各部位砷含量的影响

从图 2可以看到，不同比例客土处理中，大豆地上各部位和地下部的砷含量均低于6 mg·kg^-1，且随着客土比例的增加，土壤中砷的含量逐渐降低，大豆各部位的含砷量也出现相应的下降。与A处理（即污染土壤）相比较，客土的比例越高，大豆各部分的砷含量越低。处理B大豆茎、叶、荚的砷含量尽管较处理A有所降低，但是没有达到显著差异；处理C对应各部位的含量比处理A分别降低了30.1%、45.3%、39.8%、66.9%和82.8%；处理D的各部位含量较处理A分别降低了29.5%、53.0%、46.3%、56.8%和84.7%；处理E的各值分别降低了59.5%、66.9%、57.1%、76.7%和76.7%；处理F各值比A处理分别降低了84.2%、87.5%、81.5%、90.6%和97.7%。统计分析结果显示，C、D、E和F处理各部位的砷含量均与处理A达到显著差异，但其他处理两两间比较，其差异性无明显的规律。

在上述结果基础上，应用相关方法求得了各处理大豆对砷的富集与转移系数（图 3）。从图 3的结果可以看出，当客土的比例增大（处理A到处理D）时，大豆对砷的富集系数尽管呈下降趋势，但变化幅度很小且没有明显差异；但客土比例继续增加时，大豆对砷的富集系数有增加的趋势，且在处理F时达到最大，并与其他处理的差异达到显著水平。或者说，在土壤砷含量相对较高的前提下，大豆对砷的富集系数并不随土壤砷含量升高而增大，但在土壤砷含量相对较低时对砷富集系数反而最高，即对砷的富集能力最强。大豆对砷的转移系数则随客土比例增加而呈现出“V”字型变化，即首先随着客土比例的增大而降低，至处理D（清洁土比例占60%时）达到最低，但此后则随客土比例增大而增加，至处理F（全部为客土）时达到最大值，同时处理C、D的大豆对砷转移系数值与其他处理有显著差异。出现这种变化趋势的原因，一方面可能与大豆对砷的吸收、富集与转移等能力有关，另一方面也可能与土壤砷含量在一定条件下对大豆生长及生物量的影响等相关联。

土壤中砷的迁移转化与毒性在很大程度上与其有效性紧密关联。为进一步明确土壤有效砷含量和大豆砷含量的相互关系，对不同客土混合比例下土壤中砷有效性含量与大豆各部位砷含量的相互关系进行了回归分析，并选择其中相关性最好的回归方程来表述二者间的关联，发现无论是大豆根、茎、叶，还是豆荚、籽粒的砷含量均与土壤有效砷含量极显著相关，且均可用二次多项式形式来描述（图 4）。由方程可知，大豆各部位的砷含量与土壤含砷量具有极显著正相关关系，即随着客土比例降低，土壤砷的含量升高，有效砷的含量也升高，大豆根、茎、叶、荚、籽粒等部位的砷含量也呈现出不断增加的趋势。

2.3 土壤中分级提取态砷含量

在不同处理大豆收割后采集0~20 cm土壤进行了砷形态的分级测定，其结果如表 4所示。

从不同客土比例处理的总砷在5种不同砷结合形态的分布情况来看，土壤中砷形态主要为弱结晶水合铁铝氧化物结合态（F3：11.94%~23.77%）、结晶水合铁铝氧化物结合态（F4：21.94%~41.52%）和残渣态（F5：26.00%~44.76%），这三种形态砷占土壤总砷含量的80%以上。F3、F4、F5与土壤结合较为紧密，对作物的有效性较低；与土壤有效态砷密切相关的非专性吸附态（F1）和专性吸附态（F2）的加和仅占总砷比例的1.78%~18.5%。随着客土比例的增大，F1、F2两种形态砷占总砷含量的百分比也逐渐降低，可能在很大程度上与客土的性质等有关。

3 讨论

虽然砷不是植物的必需元素，但已有众多研究发现低剂量的砷能够促进植物的生长^[17-19]。植物吸收的砷一般主要累积在其根部，以避免其向地上部、特别是果实和种子中转运^[20-21]。通常情况下，植物体内砷的分布规律为根>叶茎>果实（籽粒）^[22]，有研究者测定了22种在污染土壤中生长的植物中的砷含量，结果亦为根>叶>茎>果^[23]，大豆植株各部分砷含量的大小顺序同样为根>茎>叶>籽粒^[8]。本研究中不同客土比例下大豆植株各部位的砷含量表现为根>叶>茎>荚>籽粒，与相关文献报道结果是一致的。

植物对某种元素的富集系数和转移系数分别表示其对该元素的富集能力，以及将该元素从地下部转移到地上部的能力，其值越大表明植物的富集与转移能力越强。大量样本的统计表明，作物对砷的富集系数为叶菜类>根茎类>茄果类>油料类>豆类>禾谷类，其中又以玉米对砷转运与富集能力为最弱^[24]。蔬菜砷富集系数与蔬菜砷含量呈极显著的正相关关系，但与土壤砷含量呈显著的负相关关系^[25]，富集系数的变化可以很好地反映蔬菜对砷吸收能力的变化^[26]。

实际上，无论是蔬菜还是其他类型作物，其砷含量都与土壤砷含量呈显著正相关^{[24, 27]}。本研究和前人的研究结果均表明，大豆根、茎和籽粒砷含量均与土壤砷水平密切相关^{[9, 18]}，因此在客土比例较低时，土壤总砷和有效砷的含量就越高，所种植大豆根、茎、叶、荚、籽粒等部位的砷含量也相应较高。本课题组之前的研究也证实，植物体内砷的含量及形态取决于土壤有效砷的含量以及植物的吸收过程^[28]。土壤有效态砷含量是评价土壤砷生物有效性的重要指标，它在土壤中的移动性以及生物有效性最强^[29]，而尽管作物受害程度、体内重金属含量等与土壤中该元素的总量存在较好的相关性，但同时与有效态浓度的相关性更加密切。

土壤中砷的生物有效性是研究砷进入食物链及危害人体健康程度的重要影响因素。在砷污染地区，粮食作物和蔬菜等对土壤中砷的吸收利用状况将直接影响农产品的产量和品质，进而可能危及人体健康。土壤中砷的植物有效性是指其能被植物吸收利用的程度，土壤类型、土壤性质对砷的吸附解吸、形态转化和固定等过程均具有十分重要的影响^[30-33]。本研究中，随着客土比例增大，土壤的理化性质也发生了相应变化（表 2），其中土壤pH值随客土比例增大呈一定幅度的下降，而pH是影响土壤对砷吸附解吸、赋存形态及矿物表面电荷的重要因素，砷在土壤中通常以砷氧阴离子或分子形态存在，pH通过影响砷的形态和土壤胶体表面电荷而影响土壤对砷的吸附能力等。在强酸性条件下，砷吸附量增加的机制是静电吸附；而在强碱性条件下，砷吸附量增加是砷与土壤中的离子生成了难溶性的沉淀^[34-35]。当pH值高于土壤的电荷零点时，土壤表面可变电荷中的负电荷大于正电荷，从而使土壤表面带负电荷，而土壤中的砷大多是以含氧阴离子形式存在。因此，pH较高的土壤对砷酸根阴离子的吸附能力较弱，土壤溶液中砷的含量升高，从而使土壤中砷的植物毒性趋于增大，并提高了砷的生物有效性^[36]。本研究中，随着客土比例增大，尽管土壤pH值也出现一定下降，并对土壤中砷的有效性和作物吸收产生一定影响，但与此同时土壤总砷含量大幅度降低，已远远超过了土壤pH值变化所带来的影响，因而作物对砷的吸收量也大幅度降低。

砷的存在形态变化也会影响土壤对砷的吸附。砷在土壤中可以被土壤胶体吸附-解吸，这是影响土壤中含砷化合物迁移、转化的重要过程，土壤中的砷与矿物可通过非专性吸附和专性吸附形成外层或内层配合物，随后非专性吸附态砷和专性吸附态砷逐渐进入矿物的晶核内，先形成弱结晶水合铁铝氧化物结合态砷，随后逐渐变为稳定的结晶水合铁铝氧化物结合态砷与残渣态砷，最终降低砷的生物有效性^[37-38]。同时，土壤对砷的吸附量与土壤性质密切相关，红壤的吸附量相比其他类型土壤高^[39]，在很大程度上与其粘粒含量、pH值等密切相关^[40-41]。本研究中，非专性吸附态砷和专性吸附态砷之和仅占总砷比例的1.78%~18.5%，且随着客土比例的增加，两者占总砷含量的百分比逐渐降低。这与客土的总砷和非专性吸附态砷、专性吸附态砷的含量低是直接关联的。此外，非专性吸附态砷的百分含量还与总磷含量、阳离子交换量等因素密切相关。土壤中的磷和砷具有相似的化学性质，在土壤溶液中都主要以阴离子的形式存在，砷和磷分子结构及构型相似，砷在土壤中形成的化合物也和磷的化合物相似，因此磷酸根和砷酸根会竞争土壤表面相同的吸附位点。也有研究证实，较高的外源磷添加能显著减少土壤对砷的吸附^[42-43]。本研究中，随着客土比例的增加，有效磷和有效砷的含量均出现下降，因而难以体现出磷砷竞争的变化，可能与本研究中没有添加外源磷有关。

4 结论

（1）与不进行客土相比，不同客土比例能显著降低污染土壤的砷含量，有利于大豆等作物安全生产。

（2）随着客土比例的增大，大豆根、茎、叶、荚、籽粒的砷含量逐渐降低。与对照（污染土）相比，客土混合比例为40%时，大豆地上部茎、豆荚和籽粒生物量最大，且各部位（根、茎、叶、荚和籽粒）砷含量分别降低30.1%、45.3%、39.8%、66.9%、82.8%。

（3）不同客土处理大豆各部位（根、茎、叶、荚、籽粒）的砷含量与土壤有效砷含量间存在显著的正相关关系。