謝 偉,譚向平,田海霞,王紫泉,楊 瑞,韋革宏,和文祥*

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土壤水分對稻田土壤有效砷及堿性磷酸酶活性影響

謝 偉1,2,譚向平1,田海霞1,王紫泉1,楊 瑞1,韋革宏3,和文祥1,2*

(1.西北農林科技大學資源環(huán)境學院,陜西 楊凌 712100；2.農業(yè)部西北植物營養(yǎng)與農業(yè)環(huán)境重點實驗室,陜西 楊凌 712100；3.西北農林科技大學生命學院,陜西 楊凌 712100)

采用室內模擬方法,在35%、65%和110%最大飽和持水量(WHC)條件下,系統(tǒng)地分析了稻田土壤有效砷及堿性磷酸酶活性變化規(guī)律.結果表明:砷污染稻田土壤后有效砷含量隨砷污染濃度增加而增大,隨培養(yǎng)時間延長逐漸降低,15d后趨于穩(wěn)定;淹水降低了土壤有效砷含量及堿性磷酸酶活性;采用=/(1+×)模型較好擬合了不同水分下土壤堿性磷酸酶活性(U)與砷濃度(C)關系,表明堿性磷酸酶活性在一定程度上可表征不同水分下稻田土壤砷污染程度;計算得到稻田土壤砷輕度污染臨界濃度(ED10)為總砷67mg/kg和有效砷11mg/kg.研究表明適當調控土壤水分含量是控制稻田土壤砷毒性的有效方法之一.

水分；砷；水稻土；土壤堿性磷酸酶；生態(tài)劑量

砷是一類廣泛存在于稻田土壤中的具有致癌作用的類金屬元素.近年來,由于采礦、含砷廢水灌溉、農藥及化肥施用等造成稻田土壤砷超標及污染問題受到社會廣泛關注,已成為國內外研究重點[1-2].水分特性是土壤的基本性質之一,其可通過改變稻田土壤氧化還原電位(Eh)等影響砷的價態(tài)轉化、生物有效性及對環(huán)境的風險[3].稻田土壤長期處于淹水-曬田交替環(huán)境下,土壤因通透性較差多處于厭氧環(huán)境,導致As(Ⅴ)與As(Ⅲ)間轉化,也可能使土壤砷存在狀態(tài)發(fā)生變化,改變砷的生物有效性及毒性[4-5].因此,水分也是影響砷毒性的重要因素之一.研究顯示,通過控制稻田土壤水分含量可減少土壤溶液及稻米中砷含量,被認為是一條解決稻田土壤砷污染問題的有效途徑[6-7].

土壤酶參與了土壤中所有生化反應,推動了營養(yǎng)元素循環(huán)轉化、能量代謝和污染物質凈化等.磷酸酶是土壤磷素循環(huán)的關鍵作用酶,可水解有機磷為無機磷,其活性大小直接關系到土壤

供磷潛能及磷素有效性,而且一些文獻報道土壤磷酸酶是一類對砷污染較為敏感的酶[8-9],但王紫泉等[10]發(fā)現(xiàn)磷酸酶對As(Ⅲ)不敏感,謝思琴等[11]認為砷對磷酸酶活性無影響.可見,此方面研究結果并不一致,且目前稻田土壤砷污染研究多集中于水分對稻米中砷含量影響,鮮見不同水分下稻田土壤砷污染對砷有效性、土壤磷酸酶活性及二者關系影響的報道.本文擬采用室內模擬方法,在不同水分含量下,研究砷污染稻田土壤后有效砷含量及堿性磷酸酶活性動態(tài)響應變化,以期從土壤酶角度了解土壤砷毒性變化規(guī)律,揭示水分含量對稻田土壤砷毒害的影響,最終為稻田土壤砷污染的監(jiān)測和治理提供依據(jù).

1 材料與方法

1.1 供試土壤

供試土壤采自江蘇中國科學院常熟農業(yè)生態(tài)試驗站的水稻土(底潛鐵聚水耕人為土,).采樣時,先去除0~5cm表層,五點法取5~20cm土樣,混勻風干,過1mm尼龍篩備用.常規(guī)方法[12]測定土壤基本理化性質,結果為有機質47.69g/kg, pH 6.93(水土比5:1),全氮3.10g/kg,全磷0.61g/kg,全鉀18.02g/kg,堿解氮10.66mg/kg,速效磷11.74mg/kg,速效鉀112.9mg/kg,陽離子交換量26.20cmol/kg,游離氧化鐵2.43g/kg,總砷8.70mg/kg,有效砷(0.5mol/L NaHCO3)0.32mg/kg.

1.2 試驗方案

向裝有600g土樣的塑料培養(yǎng)缽中加入不同濃度(0、25、50、100、200、400mg/kg)的As(Ⅴ)(Na3AsO4·12H2O)溶液,并調節(jié)土壤含水量為最大持水量(Water holding capacity, WHC)的35%、65%、110%,分別代表干燥、濕潤及淹水水分條件.混勻后加蓋密閉,每隔3d攪拌土壤以通氣(除110%WHC處理外),于25±1℃培養(yǎng)箱中暗培養(yǎng),期間稱重法控制土壤水分.定期(1、4、8、15、30d)取樣,分別采用0.5mol/L NaHCO3提取、氫化物發(fā)生-原子熒光光譜法測定土壤有效砷含量[13],砷含量分析采用國家標準土樣(GBW07408)進行質量控制.為保證樣品測定過程的準確性,以空白試劑和土壤標準物質與試驗樣品進行同步測定.質控土壤標準值為(12.7±1.1) mg/kg,實測值為(12.45±0.80) mg/kg,標準樣品測定值在標準值范圍之內;同時磷酸苯二鈉比色法測定土壤堿性磷酸酶活性[14],單位以酚量[μg/(g·h)]計.每處理重復3次,并設無底物和無土壤處理作為對照.

1.3 數(shù)據(jù)處理

土壤相對酶活性=處理酶活性/對照酶活性.

土壤酶活性抑制率=(1-處理酶活性/對照酶活性)×100%.

土壤砷濃度()與堿性磷酸酶活性()關系采用=/(1+×)模型擬合,其中、為常數(shù)[8].

采用Microsoft Excel 2013和SPSS 19.0軟件對數(shù)據(jù)進行作圖和統(tǒng)計分析;試驗數(shù)據(jù)采用LSD法進行多重比較;采用GLM(General Linear Model)進行多因素方差分析;采用Pearson系數(shù)進行不同水平(<0.01和<0.05)的相關分析;數(shù)值采用平均值±標準誤的形式表示.

2 結果

2.1 土壤有效砷含量變化

土壤有效砷是土壤中毒性較強且生物有效性較高的砷,一般包括水溶態(tài)及吸附態(tài)砷。土壤有效砷易被生物吸收,因而具有較大危害性[15].供試土壤有效砷含量變化見圖1,可知:①外源砷進入土壤后有效性急劇降低,培養(yǎng)第1d有效砷含量降幅即達48%~80%,表明稻田土壤對砷的吸附、固定過程是快速完成的.②土壤有效砷含量隨外源砷濃度增加顯著增大,二者關系達極顯著正相關(>0.980**,= 6),其中35%、65%、110%水分下第1d有效砷含量()與總砷濃度()擬合方程分別為=0.51- 7.01(2= 0.984,<0.01)、= 0.49-7.17(2= 0.982,<0.01)、= 0.27-1.07(2= 0.995,<0.01),表明外源砷濃度影響土壤有效砷含量.③除對照處理外,土壤有效砷含量隨培養(yǎng)時間延長呈逐漸降低趨勢,培養(yǎng)前15d各處理差異達顯著水平,至第15d后,土壤有效砷含量趨于穩(wěn)定,與第30d未達顯著差異.④不同水分下土壤有效砷含量變化有一定差異.35%、65%水分下各處理間土壤有效砷含量差異不顯著,而110%水分下土壤有效砷含量顯著低于前兩個水分條件,表明淹水降低了土壤有效砷含量.⑤如表1所示,方差分析表明土壤外源砷濃度、水分含量、培養(yǎng)時間均顯著影響土壤有效砷含量,且各因素間存在顯著交互作用.

表1 供試土壤有效砷含量及堿性磷酸酶活性方差分析結果 Table 1 ANOVA analysis of soil available arsenic and alkaline phosphatase in tested soil

注:表中數(shù)字為方差分析時F值;**表示差異極顯著.

2.2 土壤堿性磷酸酶活性變化

表2為供試土壤堿性磷酸酶活性,由表2可知:①相同培養(yǎng)時間及砷濃度下,土壤堿性磷酸酶活性隨水分含量升高而降低.如對照處理培養(yǎng)30d后,酶活性呈現(xiàn)35%WHC (361.0±5.0μg/g/h)> 65%WHC(213.4±0.9μg/g/h)>110%WHC(159.4±3.5μg/g/h)的趨勢;400mg/kg砷濃度下,培養(yǎng)8d后,酶活性亦呈現(xiàn)同樣的變化規(guī)律.這表明土壤水分含量的增加降低了土壤堿性磷酸酶活性.②相同水分含量及培養(yǎng)時間下,在較低的外源砷濃度(35%、65%WHC,C<50mg/kg和110%WHC,C<100mg/kg)時,不同砷污染濃度引起的土壤堿性磷酸酶活性變化較小;而較高砷污染濃度則顯著抑制堿性磷酸酶活性,且抑制率隨砷濃度增加持續(xù)增大.如培養(yǎng)第30d,35%、65%、110%水分下外源砷濃度400mg/kg時土壤堿性磷酸酶活性分別較對照降低了21.08%、18.86%、36.42%,揭示出外源砷污染濃度的增加同樣導致了土壤堿性磷酸酶活性降低.③同一砷污染濃度下,當含水量為35%、65%時,土壤酶活性隨培養(yǎng)時間的延長緩慢增加;但在淹水條件(110%)下,隨培養(yǎng)時間延長(尤其第8d后)土壤堿性磷酸酶活性呈現(xiàn)降低趨勢.這反映出培養(yǎng)時間對土壤酶活性的影響依賴于不同的水分條件,35%、65%水分下土壤對外源砷污染具有一定的抵抗性和恢復性[16],而過量水分則顯著減弱了土壤的這種能力.④表1方差分析表明土壤砷濃度、水分含量、培養(yǎng)時間及其交互作用均對土壤堿性磷酸酶活性有顯著影響,從側面反映出研究砷的土壤磷酸酶效應時應充分考慮水分的影響.

表2 供試土壤堿性磷酸酶活性 Table 2 Soil alkaline phosphatase activity in tested soil

注:同行數(shù)據(jù)(平均值±標準誤)后的不同小寫字母表示同一水分條件及培養(yǎng)時間下砷濃度處理間差異顯著(< 0.05).

2.3 砷與土壤堿性磷酸酶活性間劑量~效應關系

為進一步揭示土壤砷濃度對堿性磷酸酶活性的影響,將土壤堿性磷酸酶活性()與土壤總砷、有效砷含量()采用/(1)模型[8]進行擬合.由表3可以看出: ①同一水分及培養(yǎng)時間下,土壤總砷、有效砷與相對堿性磷酸酶活性間均達顯著或極顯著負相關,表明堿性磷酸酶是一種對砷污染較敏感的酶類,其活性受到砷污染的顯著抑制,揭示其間作用機理為完全抑制(包括完全競爭性抑制和完全非競爭性抑制)作用,且在一定程度上可表征不同水分條件下稻田土壤砷污染程度.

②土壤堿性磷酸酶生態(tài)劑量ED10:表示土壤砷輕度污染(酶活性抑制率為10%)時的砷濃度[17].同一培養(yǎng)時間下,當水分含量從35%增加到65%,整個培養(yǎng)期間有效砷及總砷ED10呈現(xiàn)升高趨勢,說明適當調節(jié)稻田土壤含水量有助于緩解砷污染程度;但110%水分下,培養(yǎng)后期(8~ 30d)ED10相對較低含水量(35%、65%)條件下明顯降低,表明供試時間段內,110%水分下砷對堿性磷酸酶的毒性隨培養(yǎng)時間延長而增加.這可能是因為培養(yǎng)前期土壤含水量較高,有利于土壤對砷的吸附及固定,減弱了砷的有效性,有效砷含量在1~8d下降最快(圖1)也佐證了這點,故ED10較大;而隨培養(yǎng)時間延長,盡管土壤有效砷含量較低,一定程度上減輕了砷對土壤微生物毒性,提高了土壤堿性磷酸酶活性,但同時淹水增強了對土壤微生物活性的抑制,減少了酶的分泌,導致土壤酶活性的降低(表2),最終呈現(xiàn)出砷對堿性磷酸酶的毒性隨培養(yǎng)時間延長而增加的規(guī)律.劉岳燕[18]和杜瑞英等[19]的研究也發(fā)現(xiàn)淹水會顯著抑制土壤堿性磷酸酶活性,亦佐證了我們的推斷.③根據(jù)劑量最小最敏感原則,獲得水稻土輕度污染時總砷和有效砷含量分別為67和11mg/kg.

表3 土壤相對堿性磷酸酶活性(U)與砷濃度(C)擬合結果 Table 3 Regression equations between relative activities of soil alkaline phosphatase (U) and arsenic concentrations (C)

注:*< 0.05,**< 0.01.

3 討論

由圖1可以看出,外源砷進入稻田土壤后迅速被土壤顆粒所吸附、固定,有效性急劇降低.這可能是因為水稻土有機質、鐵錳氧化物及土壤粘粒含量較高,促使供試土壤對砷產生大量吸附[20].Aringhieri等[21]的研究表明土壤有機質含量>14g/kg及粘粒含量>60%時,土壤對外源重金屬的吸附行為發(fā)生在添加重金屬后的15min內.盧聰?shù)萚22]發(fā)現(xiàn)污染土壤添加外源鐵能增加有效砷的穩(wěn)定效率,降低砷的有效性.同時,土壤含水量也會影響砷的吸附.35%、65%水分條件下,砷的吸附規(guī)律類似;但在淹水條件下(110%)土壤有效砷含量顯著低于35%、65%水分下,這可能是由于淹水下稻田土壤對砷的吸附固定能力增強(圖1).Gambrell等[23]認為淹水造成的還原條件有利于重金屬-有機復合體的形成,土壤有機質對交換態(tài)重金屬的吸附能力增強,減弱了重金屬的有效性.同時,淹水條件下土壤對砷吸附能力增強也可能與土壤局部形成難溶的硫化物沉淀有關.淹水稻田土壤中,當土壤Eh下降到一定程度后,土壤中SO42-被還原為S2-,S2-能與砷形成As2S3或AsS2,也可能生成砷黃鐵礦(FeAsS)等硫化物[24-25].另外,研究發(fā)現(xiàn)淹水條件下水稻土中氧化鐵還原溶解為新的鐵氧化物,導致無定型鐵氧化物含量升高,而這些新生成的鐵氧化物的無定形或微晶形結構能大量吸附溶液中的離子,且經過一段時間的轉運、濃縮在鐵錳氧化物內層形成沉淀,如砷酸鐵,從而降低有效砷含量[26-27].培養(yǎng)時間也會影響有效砷的含量,但有效砷含量降低主要發(fā)生在培養(yǎng)初期(1~8d),培養(yǎng)后期(15~30d)有效砷含量逐漸趨于穩(wěn)定,這與其他研究者結論一致.如Fendorf等[28]認為土壤交換態(tài)砷含量隨老化時間延長以指數(shù)形式降低,14d以后逐漸達到穩(wěn)定.劉斌等[29]和苗金燕等[30]也發(fā)現(xiàn)外源砷進入不同類型土壤后各個形態(tài)的砷在10~15d后含量基本穩(wěn)定.

由表3可知,供試條件下,土壤堿性磷酸酶活性隨有效砷含量而變化,但二者之間并非單一線性關系.研究結果表明同一水分及培養(yǎng)時間下,雖然有效砷濃度隨外源砷污染濃度的增加而增加,但土壤堿性磷酸酶活性并未呈現(xiàn)出一致的降低規(guī)律,而是表現(xiàn)為低濃度砷不會顯著影響土壤堿性磷酸酶活性,較高濃度砷則顯著抑制了酶活性,說明稻田土壤對砷污染具有一定緩沖能力,可緩解砷對土壤堿性磷酸酶活性的影響.王紫泉等[10]發(fā)現(xiàn)外源砷濃度大于25mg/kg才能顯著抑制紅壤、塿土堿性磷酸酶活性.Lorenz等[31]研究了長期砷污染土壤堿性磷酸酶活性變化后同樣發(fā)現(xiàn),當砷污染濃度較低(18mg/kg)時堿性磷酸酶活性較未污染土壤變化較小,而當砷濃度為39mg/kg時則顯著抑制了土壤堿性磷酸酶活.同時,整個培養(yǎng)期間,僅淹水條件下有效砷含量顯著低于35%、65%水分下,而35%、65%水分下土壤有效砷含量差異并不顯著,但土壤堿性磷酸酶活性卻呈現(xiàn)出隨水分含量升高顯著降低的趨勢.另外,同一外源砷濃度下,35%、65%水分下堿性磷酸酶活性均表現(xiàn)出隨培養(yǎng)時間延長而增加,至培養(yǎng)后期逐漸趨于穩(wěn)定的趨勢;但淹水條件(110%)下,酶活性卻呈現(xiàn)持續(xù)下降趨勢.這與同一外源砷濃度下,不同水分條件下有效砷含量隨培養(yǎng)時間延長均持續(xù)下降并最后穩(wěn)定的趨勢是不一致的.以上結果表明,在稻田土壤砷污染評價中,有效砷含量與土壤堿性磷酸酶活性是彼此相互聯(lián)系又相對獨立的兩個評價指標.

研究表明土壤有效砷含量及土壤酶活性均可作為監(jiān)測、評價土壤砷污染狀況的良好指標[32-33],但對于土壤水分處于變動之中的稻田土壤這一特殊土壤類型則應根據(jù)研究目的而有所側重.當評價土壤不同濃度外源砷污染狀況時,有效砷可更準確評價砷污染情況;當評價不同水分含量下土壤砷污染狀況時,土壤堿性磷酸酶活性為較有效砷更好的評價指標.因水分對有效砷影響的顯著變化僅體現(xiàn)在高含水量條件下(如110%),土壤堿性磷酸酶活性變化則同時包含了土壤中微生物的變化及砷價態(tài)的轉化等因素,是一個綜合評價指標;當評價砷污染的時間效應時,則應優(yōu)先考慮以土壤堿性磷酸酶活性作為評價指標.因砷進入土壤后,有效砷含量會隨時間延長而逐漸趨于穩(wěn)定,但土壤堿性磷酸酶活性卻由于砷對土壤微生物的長期效應而繼續(xù)變化,相對來說更為敏感可靠.

綜上可知,土壤有效砷和堿性磷酸酶活性可以從不同角度揭示稻田土壤砷污染特征;調控土壤水分含量是控制稻田土壤砷污染的有效途徑之一.

4 結論

砷污染稻田土壤后有效砷含量隨砷污染濃度增加而增加,隨培養(yǎng)時間延長逐漸降低,15d后趨于穩(wěn)定;淹水降低了土壤有效砷含量和堿性磷酸酶活性;采用模型較好擬合了稻田土壤堿性磷酸酶活性()與砷濃度()關系,表明堿性磷酸酶活性在一定程度上可表征不同水分下稻田土壤砷污染程度;計算得到水稻土砷輕度污染的臨界濃度為總砷67mg/kg和有效砷11mg/kg.

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* 責任作者, 教授, wxhe1968@163.com

Effects of soil moisture on available arsenic and alkaline phosphatase activity in paddy soil

XIE Wei1,2, TAN Xiang-ping1, TIAN Hai-xia1, WANG Zi-quan1, YANG Rui1, WEI Ge-hong1, HE Wen-xiang1,2*

(1. College of Resources and Environment, Northwest A & F University, Yangling 712100, China；2.Key Laboratory of Plant Nutrition and the Agri-environment in Northwest China, Ministry of Agriculture, Yangling 712100, China；3.College of Life Sciences, Northwest A & F University, Yangling 712100, China)., 2016,36(8)：2418~2424

The relationship of available arsenic and soil alkaline phosphatase activity at different soil moistures (35%, 65% and 110% of water holding capacity) was studied by an indoor simulated experiment. The results showed that available arsenic content increased after arsenic pollution and declined with aging until held steady after 15days. Flooding reduced the available arsenic content and soil alkaline phosphatase activity. The relationship of soil enzymatic activities () and arsenic concentration () was described well by the model=/(1+×), which indicated that soil alkaline phosphatase activity could be a good predictor for arsenic pollution in paddy soil under different soil moistures. Ecological dose 10% (ED10) of total and available arsenic were 67mg/kg and 11mg/kgin paddy soil, respectively. The results of this study suggested that it was an efficient way to appropriately change the soil moisture to relieve the toxicity of arsenic contamination in paddy soil.

soil moisture；arsenic；paddy soil；soil alkaline phosphatase；ecological dose

S154.2

A

1000-6923(2016)08-2418-07

謝 偉(1990-),男,四川廣元人,中國科學院生態(tài)環(huán)境研究中心博士研究生,主要從事土壤生態(tài)毒理及土壤生物化學研究.發(fā)表論文2篇.

2016-01-18

國家自然科學基金項目(41571245);西北農林科技大學基本科研業(yè)務費科研創(chuàng)新重點項目(ZD2013012);國家高技術研究發(fā)展計劃項目(2012AA101402)