田 騰，顏蒙蒙，曾希柏，王 濟(jì)，白玲玉，吳翠霞，蘇世鳴*

（1.貴州師范大學(xué)地理與環(huán)境科學(xué)學(xué)院，貴陽 550001；2.中國農(nóng)業(yè)科學(xué)院農(nóng)業(yè)環(huán)境與可持續(xù)發(fā)展研究所 農(nóng)業(yè)農(nóng)村部農(nóng)業(yè)環(huán)境重點(diǎn)實驗室，北京 100081）

砷是一種自然環(huán)境中廣泛存在且有劇毒的類金屬元素[1]。砷在自然環(huán)境中的形態(tài)主要包括無機(jī)態(tài)砷[三價砷As（Ⅲ）、五價砷As（V）]和有機(jī)態(tài)砷（一甲基砷MMAs、二甲基砷DMAs和三甲基砷TMAsO）[2]。不同形態(tài)的砷在土壤中的毒性相差很大，其中As（Ⅲ）毒性分別比DMAs和TMAsO高出100倍和1000倍[3]。水稻特殊的淹水栽培環(huán)境及喜磷和喜硅的生理特性是造成其對砷具有很強(qiáng)敏感性的重要原因[4-5]。如我國湖南郴州的某些礦區(qū)，水稻籽粒中的無機(jī)砷含量可達(dá)0.5～7.5 mg·kg-1，遠(yuǎn)超我國對水稻砷含量的限值（0.2 mg·kg-1無機(jī)砷）[6]。根據(jù)現(xiàn)有報道，通過稻米攝入的無機(jī)砷量占我國人群無機(jī)砷平均攝入量的60%[7]，長期食用含砷稻米將對人體健康造成嚴(yán)重的危害[8]。

稻田土壤中的砷能在微生物介導(dǎo)作用下發(fā)生甲基化作用，經(jīng)過還原-甲基化交替的過程，亞砷酸鹽（H3AsO3）中的羥基不斷被甲基取代，最終形成還原態(tài)有機(jī)砷被揮發(fā)到大氣中[9-10]。研究表明每年約有419～1252 t的砷從水稻土中釋放到大氣中[11]。最新研究發(fā)現(xiàn)，水稻籽粒累積過量的有機(jī)砷，特別是DMAs，能誘導(dǎo)水稻產(chǎn)生直穗病[12]，而水稻植株本身無法實現(xiàn)對無機(jī)砷的甲基化，因此其累積的有機(jī)砷主要來自稻田土壤[13]。稻田土壤砷的甲基化主要受土壤微生物如細(xì)菌或真菌體內(nèi)的砷甲基化功能基因（arsM）調(diào)控[14]。土壤中砷的甲基化過程受到多種因素影響，有機(jī)質(zhì)是其中的關(guān)鍵因素[15]。Edvantoro等[16]研究表明，隨著有機(jī)質(zhì)添加量的增加土壤中砷的揮發(fā)量逐漸增加，砷的甲基化程度逐漸提高。施用有機(jī)質(zhì)的種類和濃度不同，促進(jìn)砷甲基化的效果亦有差異。Mohapatra等[17]研究表明，添加牛糞可顯著促進(jìn)厭氧甲烷菌對砷的揮發(fā)，砷含量為30 mg·L-1的培養(yǎng)條件下添加牛糞25 g·L-1時，砷的揮發(fā)量最高，約為總砷含量的35%；Huang等[18]研究了添加苜蓿和處理過的谷物對土壤中砷揮發(fā)的影響，結(jié)果表明，添加處理過的谷物后砷的揮發(fā)量（9.8 μg·kg-1·月-1）高于添加苜蓿的處理約2倍。土壤中有機(jī)質(zhì)來源廣泛，不同來源的有機(jī)質(zhì)差異性地促進(jìn)土壤中砷揮發(fā)的效應(yīng)仍然不是很明確，特別是有機(jī)質(zhì)中相對更為活躍的可溶性有機(jī)質(zhì)（DOM），其對土壤中砷甲基化和揮發(fā)的貢獻(xiàn)以及相關(guān)的分子生物學(xué)機(jī)制還少有報道。DOM在土壤中的含量不到土壤總有機(jī)質(zhì)的1%，但對土壤營養(yǎng)物質(zhì)的活化、重金屬和有機(jī)污染物的遷移轉(zhuǎn)化、微生物區(qū)系改變等有極其重要的作用[19-21]，本文假設(shè)不同有機(jī)物來源的DOM添加可差異性改變砷甲基化功能基因arsM豐度進(jìn)而影響砷甲基化進(jìn)程。

本研究首先制備不同有機(jī)物來源的DOM，通過向砷污染水稻土壤中添加含不同有機(jī)碳（TOC）濃度的DOM，分析土壤上清液不同砷形態(tài)含量、arsM和總細(xì)菌（16SrRNA）豐度以及關(guān)鍵理化因子如土壤pH、EC值的變化，探究不同可溶性有機(jī)質(zhì)添加對土壤砷甲基化效率的影響及其可能機(jī)制，相關(guān)結(jié)果對于今后砷污染稻田通過合理施肥影響砷甲基化效率有重要科學(xué)價值。

1 材料與方法

1.1 土壤樣品及理化性質(zhì)

供試土壤采自湖南省石門縣雄黃礦區(qū)（29°38'N，111°01'E）砷污染水稻土壤，類型為發(fā)育自第四紀(jì)紅土母質(zhì)的紅壤。土壤樣品經(jīng)自然風(fēng)干后混合均勻，去除植物殘根和石礫，并用瑪瑙研缽研磨后過2 mm和0.25 mm尼龍篩備用。土壤中總砷含量為60 mg·kg-1，有效態(tài)砷采用0.5 mol·L-1的 NaHCO3溶液浸提后用原子熒光光譜儀（AFS-9120，北京吉天儀器，中國）測定[22]，含量為1.45 mg·kg-1。供試土壤其他理化性質(zhì)見表1，測定分析方法參照《土壤農(nóng)化分析》[23]。

1.2 DOM制備及理化性質(zhì)

試驗所用DOM制備的原料分別選自動物源的豬糞、牛糞和雞糞以及植物源的水稻秸稈。雞糞取自中國農(nóng)業(yè)大學(xué)雞養(yǎng)殖場，豬糞和牛糞取自中國農(nóng)業(yè)科學(xué)院北京馬池口基地，水稻秸稈取自中國農(nóng)業(yè)科學(xué)院岳陽試驗站，其中采取的豬糞、牛糞和雞糞都已腐熟發(fā)酵。豬糞、牛糞和雞糞自然風(fēng)干研磨后過20目（0.850 mm）篩備用，水稻秸稈自然風(fēng)干后，剪成長度為2 cm左右的秸稈碎屑備用。豬糞、牛糞、雞糞DOM溶液利用超純水浸?。S∶水=1∶10）[21]：分別稱取15 g豬糞、牛糞和雞糞研磨物，置于200 mL三角瓶中，分別加入150 mL超純水，在25℃下，200 r·min-1振蕩16 h。然后將振蕩液取出，分批轉(zhuǎn)入50 mL離心管中，4 ℃、12 000 r·min-1離心15 min。將離心后的上清液于0.45μm醋酸水系濾膜上過濾，濾液即為豬糞、牛糞、雞糞的DOM原液，將其置于4℃冰箱中保存?zhèn)溆?。水稻秸稈DOM溶液的制備[24]：將秸稈碎屑10 g與石英砂100 g按1∶10（質(zhì)量比）混合均勻后置于250 mL燒杯中，加入足量超純水使秸稈濕度達(dá)到最大持水量的80%，封口膜密封，用竹簽扎孔透氣，放入培養(yǎng)箱中，（25±1）℃恒溫培養(yǎng)60 d，每隔5 d用稱質(zhì)量的方法補(bǔ)充水分。培養(yǎng)初始加入新鮮土壤提取液5 mL作為接種液（取新鮮水稻土10 g，與450 mL超純水混合，振蕩2 h，靜置過夜，上清液用定量濾紙過濾，即為接種液）。培養(yǎng)60 d后，秸稈培養(yǎng)液取出加入一定量超純水（秸稈石英砂混合質(zhì)量的2倍）混勻，然后分批轉(zhuǎn)入200 mL三角瓶中，在200 r·min-1條件下振蕩2 h，然后將振蕩液取出，分批轉(zhuǎn)入50 mL離心管中，4℃、12 000 r·min-1離心15 min。將離心后的上清液于0.45μm醋酸水系濾膜上過濾，濾液即為水稻秸稈DOM原液，將其置于4℃冰箱中保存?zhèn)溆谩呢i糞、牛糞、雞糞和水稻秸稈中提取的DOM分別標(biāo)記為PD、CDD、CMD和RD，其理化性質(zhì)如表2所示，所有制備的DOM在實驗前均經(jīng)γ射線照射滅菌處理。

表1 供試土壤的基本理化性質(zhì)Table 1 The physical and chemical properties of the experimental soils

1.3 試驗設(shè)計

培養(yǎng)試驗共設(shè)置4個不同來源DOM處理，各處理設(shè)置4個不同TOC濃度（40、80、160 mg·L-1和320 mg·L-1）水平，試驗以添加等體積超純水作為對照（CK），每個TOC濃度設(shè)置4個重復(fù)。試驗過程如下：稱取30 g過2 mm篩的供試水稻土轉(zhuǎn)移到50 mL聚乙烯離心管中，每個離心管中加入30 mL不同TOC濃度的DOM溶液，實驗過程中保持淹水液面高于土壤表面2 cm。將離心管在（25±1）℃下恒溫培養(yǎng)40 d，每隔5 d用稱質(zhì)量的方法補(bǔ)充水分。培養(yǎng)結(jié)束后，測定各處理土壤pH及EC值，然后將水土混合液振蕩均勻，在常溫下以4600 r·min-1離心20 min，將上清液轉(zhuǎn)移到50 mL離心管中，放置于-20℃冰箱保存，用于砷形態(tài)的測定；將離心后的土壤裝入2 mL離心管中，保存于-80℃冰箱，用于qPCR分子試驗。

表2 供試可溶性有機(jī)質(zhì)（DOM）原液的基本理化性質(zhì)Table 2 The physical and chemical properties of the experimental dissolved organic matter（DOM）original solution

1.4 樣品分析與測定

上清液砷形態(tài)分析：采用高效液相色譜-電感耦合等離子體質(zhì)譜法（HPLC-ICP-MS，PerkinElmer Nex-ION 300X）進(jìn)行土壤上清液砷形態(tài)分析[25]。將土壤上清液從-20℃冰箱中取出在常溫下融化，過0.22μm濾膜后進(jìn)行砷形態(tài)測定。因為As（Ⅲ）與TMAsO在陰離子色譜柱中出峰時間一致，故測定時按待測液與H2O2體積比9∶1混合以氧化樣品中As（Ⅲ）為As（Ⅴ）[26]。砷形態(tài)分析過程中標(biāo)準(zhǔn)曲線R2值大于0.99。為了進(jìn)行質(zhì)量控制，每間隔10個樣品檢測一次As（Ⅲ）單標(biāo)溶液（GBW08666，中國計量科學(xué)研究院）或DMAs單標(biāo)溶液（GBW08669，中國計量科學(xué)研究院）。各砷形態(tài)單標(biāo)溶液中砷的回收率為91%～102%。

土壤arsM和16SrRNA拷貝數(shù)分析：通過Bio-Rad CFX96定量PCR儀（美國BIO-RAD）對土壤中提取的DNA進(jìn)行qPCR擴(kuò)增。arsM基因的擴(kuò)增引物為arsMF（5'-TCYCTCGGCTGCGGCAAYCCVAC-3'）和arsMR（5'-CGWCCGCCWGGCTTWAGYACCCG-3' ）[27]；16S rRNA的擴(kuò)增引物為BACT1369F（5'-CGGTGAATACGTTCYCGG-3'）和PROK1492R（5'-ACGGCTACCTTGTTACGACTT-3'）[28]。arsM 基因 qPCR反應(yīng)體系為20μL（試劑來自Takara）：7.2μL ddH2O、10μL SYBR、0.4μL arsMF和0.4μL arsMR，以及0.2 μL DNA樣品（10倍稀釋）。16SrRNA qPCR反應(yīng)體系為 20 μL（試劑來自 Takara）：7.2μL ddH2O、10μL SYBR、0.4μL BACT1369F和0.4μL PROK1492R，以及0.2μL DNA樣品（1000倍稀釋）。qPCR的反應(yīng)程序：首先94 ℃變性1 min；然后變性30 s，退火30 s（arsM：67℃；16SrRNA：56℃），72℃延伸1 min，共40個循環(huán)；最后72℃末端延伸1 min，熔融曲線（Melt Curve）55 ℃ 30 s。

土壤pH和EC值測定：土壤pH值用pH計（Thermo Orion 4 Star，Beverly，USA）測定，土水比為1∶2.5。土壤EC值用FiveEasy FE30K型電導(dǎo)儀測定，土水比為1∶5。

1.5 數(shù)據(jù)處理

砷形態(tài)分析使用Nexion軟件（版本1.0.1916）進(jìn)行。采用Excel 2013和SPSS21進(jìn)行繪圖和數(shù)據(jù)統(tǒng)計分析，處理間方差分析采用LSD法在0.05水平下進(jìn)行。所有數(shù)據(jù)均表示為平均值±標(biāo)準(zhǔn)誤（SE）。

2 結(jié)果與分析

2.1 添加不同來源DOM對土壤中砷形態(tài)變化的影響

添加不同TOC濃度的DOM可顯著改變水稻土壤中砷的形態(tài)（圖1）。研究發(fā)現(xiàn)各處理中砷形態(tài)主要包括無機(jī)砷（iAs）、MMAs、DMAs和TMAsO，且不同處理中各形態(tài)砷含量均隨TOC濃度增加呈現(xiàn)不同程度的增加。PD處理，當(dāng)TOC濃度達(dá)到320 mg·L-1時，DMAs含量（3.1 μg·L-1）顯著高于對照（1.1 μg·L-1），當(dāng)TOC濃度達(dá)到160 mg·L-1時，TMAsO含量（0.4μg·L-1）顯著高于對照（0.2 μg·L-1）；CMD處理，當(dāng)TOC濃度達(dá)到320 mg·L-1時，iAs、MMAs、DMAs和TMAsO含量均顯著高于對照（1.4、0.9、1.1 μg·L-1和 0.2 μg·L-1），且分別約是對照的1.4、1.8、2.0倍和2.3倍；CDD處理，當(dāng)TOC濃度為320 mg·L-1時，MMAs和DMAs含量分別為1.3 μg·L-1和2.1 μg·L-1，均顯著高于對照（0.9 μg·L-1和1.1 μg·L-1），而iAs含量和TMAsO含量與對照相比無顯著差異；RD處理，當(dāng)TOC濃度為320 mg·L-1時，iAs（2.2 μg·L-1）、DMAs（2.0 μg·L-1）含量和TMAsO含量（0.3μg·L-1）與對照相比均顯著增加，而4個濃度下MMAs含量與對照相比均無顯著差異。此外，不同來源DOM處理的有機(jī)砷占砷形態(tài)總量的比例顯著增加，其中CMD-320總甲基態(tài)砷（MMAs+DMAs+TMAsO）含量為4.2 μg·L-1，占砷形態(tài)總量（6.2 μg·L-1）的68.3%；CDD-320 甲基態(tài)砷含量為3.6μg·L-1，占砷形態(tài)總量（4.7 μg·L-1）的75.7%；RD-320 甲基態(tài)砷含量為3.5 μg·L-1，占砷形態(tài)總量（5.6 μg·L-1）的61.8%；而PD-320處理中甲基態(tài)砷比例最大，含量為4.7 μg·L-1，占砷形態(tài)總量（6.2 μg·L-1）的75.8%。

2.2 土壤溶液中不同DOM下TOC含量與甲基態(tài)砷的相關(guān)性

圖1 不同TOC濃度的DOM作用下土壤砷形態(tài)變化Figure 1 Arsenic speciation in soil solution added with DOM at different TOClevels

4種不同DOM作用下土壤溶液中TOC與甲基態(tài)砷含量之間均呈顯著線性相關(guān)（P＜0.01）。如圖2所示，甲基態(tài)砷含量隨著土壤中TOC濃度的增加而增加，表明添加的DOM可顯著促進(jìn)砷的甲基化。比較擬合的相關(guān)方程斜率可知，4種DOM對土壤中砷甲基化的激發(fā)效率存在明顯差異，激發(fā)作用的大小排序為豬糞DOM（0.016 1）＞雞糞DOM（0.014 7）＞牛糞DOM（0.009 9）＞水稻秸稈DOM（0.008 2）。加入豬糞DOM后對土壤中砷甲基化的激發(fā)率最高，即單位TOC濃度下土壤溶液中砷的甲基化效率為0.016 1μg·L-1；而水稻秸稈DOM的激發(fā)率最低，單位TOC濃度下土壤溶液中砷的甲基化效率為0.008 2μg·L-1。

2.3 添加不同DOM對土壤中砷甲基化功能基因（arsM）和總細(xì)菌（16SrRNA）豐度的影響

圖3為320 mg·L-1TOC濃度下不同DOM對土壤arsM基因和16SrRNA豐度（每克土壤拷貝數(shù)）的影響。添加DOM處理后土壤arsM基因拷貝數(shù)均高于對照，PD-320、CDD-320、CMD-320和RD-320處理下arsM拷貝數(shù)與對照相比分別增加了1.65×109、0.62×109、0.58×109copies·g-1和0.60×109copies·g-1，其中PD-320處理土壤arsM拷貝數(shù)顯著高于對照，為3.36×109copies·g-1，約是對照的 2 倍；4 種 DOM 作用下土壤砷甲基化功能基因arsM豐度由高到低的分布規(guī)律為豬糞DOM＞牛糞DOM＞水稻秸稈DOM＞雞糞DOM。添加320 mg·L-1TOC濃度的豬糞源和雞糞源DOM處理中土壤總細(xì)菌豐度均顯著（P＜0.05）高于對照，其中CMD-320處理16S rRNA拷貝數(shù)最高，為1.942×1011copies·g-1；不同 DOM 處理下土壤總細(xì)菌（16S rRNA）豐度由高到低的分布規(guī)律為雞糞DOM＞豬糞DOM＞水稻秸稈DOM＞牛糞DOM。

2.4 不同DOM添加后土壤pH及EC值的變化

不同DOM添加后可顯著改變土壤pH及EC值狀況（圖4）。對照土壤pH為6.45，添加DOM各處理pH均高于對照。其中豬糞DOM各處理作用下土壤pH平均值在7.04～7.53之間，牛糞DOM在7.64～7.97之間，雞糞DOM在7.18～7.73之間，水稻秸稈DOM在8.12～8.64之間。不同DOM作用下土壤pH由大到小的分布規(guī)律為水稻秸稈＞牛糞＞雞糞＞豬糞。相同DOM不同濃度處理間土壤pH變化總體呈現(xiàn)隨TOC濃度增加而升高的趨勢。對照處理下土壤EC值為128μS·cm-1，除了PD-40處理外其他處理均高于對照。其中豬糞DOM作用下土壤EC值在11～669μS·cm-1之間，牛糞DOM在173～903 μS·cm-1之間，雞糞DOM在231～1277μS·cm-1之間，水稻秸稈DOM在249～1826 μS·cm-1之間，表明不同DOM處理下土壤EC值差異較大，總體呈現(xiàn)為水稻秸稈DOM＞雞糞DOM＞牛糞DOM＞豬糞DOM。此外，相同DOM中不同的濃度處理對土壤EC值的影響也不同，總體呈現(xiàn)土壤EC值隨著TOC濃度增加而增加的趨勢。

圖2 土壤溶液中總有機(jī)碳（TOC）與甲基砷的相關(guān)性Figure 2 Correlation between TOCand the methyl-As in soil solution

圖3 不同DOM在320 mg·L-1 TOC濃度下土壤arsM和16SrRNA基因豐度Figure 3 The gene abundance of arsM and 16SrRNA in soils added with different DOMat TOCconcentration of 320 mg·L-1

3 討論

圖4 不同DOM作用下土壤pH和EC值的變化Figure 4 The change of soil pH value and ECin soils added with different DOM

DOM作為土壤環(huán)境中最為活躍的有機(jī)成分之一，是影響重金屬及砷吸附[29]、絡(luò)合[30]、遷移[31]、轉(zhuǎn)化以及生物地球化學(xué)循環(huán)過程[32]的重要因素。本文中，通過添加不同來源的DOM，土壤溶液中甲基態(tài)砷含量呈現(xiàn)出隨著TOC濃度增大而增加的趨勢，表明砷的甲基化進(jìn)程因土壤溶液中TOC濃度的增加而加強(qiáng)。Wang等[32]將具有砷甲基化與揮發(fā)能力的棘孢木霉菌接種到砷污染土壤中，結(jié)果表明，對有機(jī)質(zhì)含量較高的土壤中砷揮發(fā)量的提高量是較低有機(jī)質(zhì)含量土壤的近10倍，與上述結(jié)果一致。DOM能夠為土壤微生物的生命活動提供豐富的碳氮源與多種礦質(zhì)營養(yǎng)，調(diào)控土壤中與砷氧化、還原與甲基化功能相關(guān)的微生物活性，進(jìn)而影響土壤中砷的形態(tài)[33]。本研究中添加4種不同來源的DOM后土壤砷甲基化功能基因arsM的拷貝數(shù)均高于對照，表明這4種DOM加快了土壤中攜帶arsM基因相關(guān)微生物的生長繁殖，提高了砷的甲基化效率[18]。進(jìn)一步將320 mg·L-1TOC濃度下不同處理的arsM基因拷貝數(shù)經(jīng)log2換算后（X）與其對應(yīng)的總甲基態(tài)砷（MMAs+DMAs+TMAsO）含量（Y）進(jìn)行相關(guān)性分析發(fā)現(xiàn)，兩者呈顯著正相關(guān)（Y=1.513 5X-43.079，R2=0.886 4，P＜0.05）。該結(jié)果進(jìn)一步表明DOM可顯著增加土壤中甲基化功能基因arsM豐度，進(jìn)而促進(jìn)砷的甲基化。Jia等[27]的研究也發(fā)現(xiàn)，向水稻土壤中添加水稻秸稈后，土壤中arsM基因的豐度顯著提高了139.4%，顯著提高土壤中甲基態(tài)砷含量。此外，添加DOM后亦不同程度地增加了土壤溶液中無機(jī)態(tài)砷含量，通過增加砷甲基化底物濃度，進(jìn)而促進(jìn)砷的甲基化進(jìn)程。加入土壤中的DOM可能會由于競爭吸附或者共沉淀作用嵌入到鐵礦物結(jié)構(gòu)中而屏蔽鐵礦物中As（Ⅴ）的吸附位點(diǎn)[34]，或是與As（Ⅴ）形成As-DOM絡(luò)合物降低其在土壤中的吸附[30]，促進(jìn)As（Ⅴ）進(jìn)入土壤溶液中進(jìn)而被還原與甲基化。另外，本研究在土壤淹水狀態(tài)下進(jìn)行，厭氧條件有利于鐵還原菌和砷還原菌的活動，促進(jìn)鐵礦物的還原溶解進(jìn)一步使As（Ⅴ）釋放到溶液中[35]，提高水淹土壤中無機(jī)砷含量，為土壤中砷甲基化提供較高的底物濃度。土壤溶液中無機(jī)砷含量提高會增加水稻籽粒中砷的累積風(fēng)險，砷污染稻田中施用有機(jī)肥時應(yīng)注意其對水稻食用安全的影響。

本研究中，添加不同來源的4種DOM后差異性地促進(jìn)了土壤中砷甲基化的進(jìn)程。比較來看，豬糞DOM對土壤砷甲基化的激發(fā)效應(yīng)最高，其次是雞糞、牛糞和水稻秸稈，可能是由不同有機(jī)物料自身的理化性質(zhì)所導(dǎo)致。相關(guān)研究表明，氮碳比更高的有機(jī)質(zhì)更容易被微生物所利用[36]，本文中豬糞的DON/DOC值明顯高于水稻秸稈，不同DOM在被微生物利用難易程度上的差異可能影響了全細(xì)菌及砷甲基化微生物豐度，進(jìn)而導(dǎo)致其在砷甲基化效率方面的差異。本研究中，豬糞DOM作用下土壤砷甲基化功能基因arsM豐度較水稻秸稈高，表明豬糞DOM對土壤中砷甲基化的促進(jìn)作用更為顯著。目前，已有研究發(fā)現(xiàn)，土壤甲基砷含量增加會導(dǎo)致水稻籽粒中積累過量的有機(jī)砷，進(jìn)而可能誘導(dǎo)水稻產(chǎn)生直穗病[12]，因此通過合理施用有機(jī)肥有望減少土壤中砷的甲基化，從而在一定程度上減輕水稻直穗病發(fā)生。

土壤pH是影響土壤新陳代謝和微生物群落組成與結(jié)構(gòu)的重要理化因子[37]。本研究中，與對照相比，添加4種不同來源的DOM均提高了土壤的pH，這可能是因為4種DOM原料為近中性或偏堿性，中和了部分原土壤的酸性。王小淇等[38]向土壤中添加大豆秸稈、花生秸稈、甘蔗渣、水稻秸稈4種有機(jī)物料并淹水均使土壤的pH顯著提高，與本文的研究結(jié)果相一致。水稻土在淹水厭氧狀態(tài)下的pH較高，Honma等[39]研究發(fā)現(xiàn)，水稻土pH與土壤溶液中總砷含量存在[As]=3.56×10-12exp（4.72pH）的函數(shù)關(guān)系，而砷主要以As（Ⅲ）的形式存在于厭氧環(huán)境中[40]，所以較高的酸堿度可能有利于砷的還原，從而增加了砷甲基化反應(yīng)的底物濃度。添加豬糞源DOM后，土壤pH增加的幅度最小，而豬糞源DOM對土壤中砷甲基化的激發(fā)效應(yīng)最高，其原因可能是加入豬糞DOM后更加接近了與砷還原和甲基化相關(guān)的微生物所需土壤的最適酸堿度范圍，增強(qiáng)了相應(yīng)微生物群落的繁殖和生命活動[41]，促進(jìn)了砷甲基化反應(yīng)。電導(dǎo)率是土壤重要的物理化學(xué)指標(biāo)，它可以間接表示土壤溶液中離子成分的總質(zhì)量濃度（全鹽量）。本文中添加DOM后，除PD-40處理外，土壤EC的平均值均增大，總體呈現(xiàn)出隨著TOC濃度的增加土壤EC值增大的趨勢，但不同DOM處理下對土壤電導(dǎo)率的影響有明顯差異。戴志剛等[42]向土壤中施加油菜秸稈后發(fā)現(xiàn)土壤表層水溶液電導(dǎo)率迅速升高，而且EC值隨著秸稈用量的增加而增加，和本文的研究結(jié)果相似。土壤EC值的增加可能是由于豬糞、牛糞等有機(jī)物料釋放出的營養(yǎng)物質(zhì)增加了溶液中鹽類含量，從而使土壤溶液的離子濃度增大。豬糞DOM處理下的土壤電導(dǎo)率要明顯低于水稻秸稈DOM，而添加豬糞為來源的DOM的土壤中砷甲基化效率卻高于水稻秸稈，原因可能是過多的Ca2+與Mg2+隨水稻秸稈DOM進(jìn)入土壤溶液中與As（Ⅴ）結(jié)合形成更多的沉淀[43]，減少了As（Ⅴ）向As（Ⅲ）的轉(zhuǎn)化，而有機(jī)砷含量亦隨之下降。

4 結(jié)論

（1）添加動物源可溶性有機(jī)質(zhì)對水稻土壤中甲基態(tài)砷濃度的增加作用要高于植物源，不同來源的可溶性有機(jī)質(zhì)對土壤中砷甲基化的激發(fā)效應(yīng)大小排序為豬糞DOM＞雞糞DOM＞牛糞DOM＞水稻秸稈DOM。

（2）可溶性有機(jī)質(zhì)添加后，土壤砷甲基化功能基因arsM豐度提高，以及土壤pH及EC值變化介導(dǎo)的砷甲基化底物濃度升高是導(dǎo)致砷甲基化效率增加的重要原因。