2015, Vol. 35
[PDF全文]
2. 农业部西北植物营养与农业环境重点实验室, 杨凌 712100;
3. 西北农林科技大学生命学院, 杨凌 712100
2. Key Laboratory of Plant Nutrition and the Agri-environment in Northwest China, Ministry of Agriculture, Yangling 712100;
3. College of Life Sciences, Northwest A F University, Yangling 712100
砷是土壤中具有较强毒性和致癌作用的类金属元素，被称为土壤五大污染元素之一.土壤中砷主要来源于大气沉降、工矿区废水、含砷农药等(Smith et al.，1998).据统计，全球每年向土壤中输入的砷约0.94×105 t(Nriagu and Pacyna， 1988)，导致我国受砷、镉、铅等污染耕地近2.0×107 hm2，占耕地总面积的1/5以上(Tan et al., 2014；骆永明和滕应，2006；顾继光等，2003)，其中尤以云南、山西、广东、内蒙古、湖南等地砷污染最严重，土壤砷含量最高达7610 mg · kg-1(张昆峰等，2006).同时砷作为一种变价元素，不同价态的毒性及生物有效性有较大差异，如三价砷毒性是五价的60~100倍(Styblo et al., 2000)；土壤水分会对土壤氧化还原电位Eh等产生作用，从而影响砷的生物有效性和对环境的风险(Charlatchka and Cambier， 2000).如As(Ⅴ)在淹水条件下会部分还原为As(Ⅲ)，且还原量随砷浓度增加而增大(沈东升等，1992)；饱和含水量降低了土壤有效砷浓度(吴萍萍等，2011)；土壤水分条件对水稻根际土壤总砷含量无显著影响，却明显影响籽粒中砷含量，表明土壤水分含量改变了砷的生物有效性(王荣萍等，2013).可见水分作为影响砷毒性的主要因素之一，对其作用需系统探讨.
土壤酶催化了土壤中众多生化反应，在物质转移、能量代谢、污染土壤修复等过程中发挥着重要作用，故被称为生态系统运行的中心(张丽莉等，2003).磷酸酶是土壤磷素循环的关键作用酶，可水解有机磷为无机磷，根据其酶促反应最适pH可划分为酸性、中性和碱性磷酸酶.近年来，国内外学者对砷的土壤酶效应进行了研究，如Ghosh等(2004)发现砷抑制了土壤脱氢酶、FDA水解酶活性；和文祥等(2004)认为砷加入土壤1年后能激活土壤脲酶活性.王紫泉等(2013)揭示出As(Ⅴ)显著抑制土壤碱性磷酸酶活性，而As(Ⅲ)则对其不敏感.但对于不同水分条件下二者关系报道较少，如Hinojosa等(2004)研究显示土壤水分增强了重金属对土壤芳基硫酸酯酶、β-葡萄糖苷酶活性的抑制幅度；铅对土壤脲酶、碱性磷酸酶活性的影响受到土壤水分含量和铅的共同作用(周芙蓉等，2014).可见亟需开展水分对土壤砷的土壤酶活性影响研究，以期更加准确了解砷的生物毒性及变化规律.为此本文拟采用室内模拟方法，在不同水分含量下，研究砷污染土壤的碱性磷酸酶活性的动态变化，揭示砷形态转化过程中二者的关系，最终为土壤砷污染的准确环境监测和保护提供依据.
2 材料与方法(Materials and methods) 2.1 供试土壤采自陕西杨凌区农田的塿土(土垫旱耕人为土，Eum Orthic Anthrosols).采样时，先去除0~5 cm表层，五点法取5~20 cm土样，混匀风干，过1 mm尼龙筛备用.常规方法测定土壤基本理化性质(鲍士旦，1997)，结果为有机质20.75 g · kg-1，pH 7.73(水土比5 ∶ 1)，全氮1.33 g · kg-1，全磷1.48 g · kg-1，全钾26.09 g · kg-1，碱解氮87.50 mg · kg-1，速效磷22.48 mg · kg-1，速效钾222.82 mg · kg-1，阳离子交换量22.37 cmol · kg-1，碳酸钙35.60 g · kg-1，游离氧化铁1.20 g · kg-1，总砷13.67 mg · kg-1，有效砷(0.5 mol · L-1 NaHCO3)0.46 mg · kg-1.
2.2 试验方案向装有600 g土样的塑料培养钵中加入不同浓度(0、25、50、100、200、400 mg · kg-1)的As(Ⅴ)(Na3AsO4·12H2O配置)溶液，分别调节土壤含水量为最大持水量(WHC)的35%、65%、110%.混匀后加盖密闭，于25±1℃培养箱中暗培养，期间用称重法保持土壤水分含量恒定.定期(1、4、8、15、30 d)取样，分别采用0.5 mol · L-1 NaHCO3提取、氢化物发生-原子荧光光谱法测定土壤有效砷含量(Woolson et al., 1971; 涂从等，1992)，砷含量测定采用国家标准土样(GBW07408)进行质量控制；和磷酸苯二钠比色法测定土壤碱性磷酸酶活性(关松荫，1986)，单位以酚量(μg · g-1 · h-1)计，每处理重复3次，并设无底物和无土壤处理作为对照.
2.3 数据处理土壤相对酶活性=处理酶活性/对照酶活性
土壤 酶活性抑制率=(1-处理酶活性/对照酶活性)×100%
土壤有效砷浓度(Cav: Available arsenic concentration)与培养时间(t)关系采用Elovich方程Cav=A+B×ln(t)进行拟合，其中系数A、B为与土壤性质相关的常数(Zheng and Zhang， 2011).
土壤砷浓度(C)与碱性磷酸酶活性(U)关系采用模型U=A/(1+B×C)拟合，其中A、B为常数(Speir et al., 1999).
采用Microsoft Excel2003和SPSS18.0软件对数据进行多重比较及模型拟合.
3 结果与分析(Results and analysis) 3.1 土壤有效砷浓度变化土壤有效砷是土壤中毒性较强且生物有效性较高的砷，是土壤砷环境风险中最关注的形态.由供试土壤有效砷(表 1)可看出:①相同条件下土壤中有效砷浓度随外源砷浓度的增加呈极显著增大，二者关系达极显著正相关(r>0.982* *)，表明在供试条件下，有效砷含量主要受到外源污染砷浓度的影响.②淹水条件(110%WHC)下，土壤有效砷浓度显著低于35%WHC和65%WHC下，特别是在较高外源砷浓度时，表明水分也是影响有效砷含量的一个因素.③土壤有效砷浓度随培养时间延长而减小，且在初期(1~8 d)降幅较大，后期(8~30 d)降速减缓.如砷浓度100 mg · kg-1、培养第8 d时35%、65%、110%水分条件下土壤有效砷浓度分别较第1 d下降了27.12%、33.82%、29.06%，而第30 d则分别下降了51.56%、56.10%、40.35%.④利用Elovich方程Cav=A+Bln(t)拟合土壤有效砷浓度(Cav)与培养时间(t)关系，其中参数B绝对值表征有效砷向其他形态转化的速率(Zheng and Zhang， 2011).结果(表 2)看出，除对照外其余处理均达显著或极显著负相关(r>-0.888*)，表明砷在土壤中转化受扩散作用影响，佐证了老化时间亦是影响土壤重金属生物有效性的主要因素之一.同一水分条件下，随砷浓度增加，B绝对值增大，二者呈极显著正相关(r>0.980* *)，表明土壤有效砷向其他形态转变的速率越快，导致有效砷含量降低.如65%水分条件下，砷浓度25、50、100、200、400 mg · kg-1时B绝对值分别为2.15、4.42、7.94、15.69、29.76.⑤不同水分条件下土壤有效砷向其他形态转变速率为110% WHC<65% WHC<35% WHC.如外源砷浓度为200 mg · kg-1时，35%、65%、110%水分条件下参数B的绝对值分别为17.48、15.69、6.89.
| 表 1 供试土样有效砷浓度 Table 1 Concentrations of available arsenic in tested soil |
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| 表 2 土壤有效砷浓度(Cav)与培养时间(t)拟合结果 Table 2 Regression equations between available arsenic concentrations in soil(Cav) and incubation time(t) |
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供试土壤碱性磷酸酶活性见表 3，可看出：①砷污染土壤后，在较低浓度(<25 mg · kg-1)时土壤碱性磷酸酶活性变化较小，浓度继续增加后，则显著抑制了土壤碱性磷酸酶活性，且随砷浓度增加抑制率持续增大.如第1 d时，35%、65%、110%水分条件，当砷浓度由25 mg · kg-1上升至400 mg · kg-1时，土壤酶活性抑制率分别由4.34%、2.75%、10.70%增加到23.82%、29.43%、28.34%，从侧面揭示出当砷污染浓度仅为国家二级污染标准(GB15618—1995)时，污染才能对土壤酶活性产生作用，表明国家二级污染标准从土壤酶角度来讲还是比较严格的.②随培养时间延长，除个别处理外，砷均抑制土壤碱性磷酸酶活性，但抑制幅度逐渐减弱，总体表现为波动性变化，至培养结束(30 d)时土壤碱性磷酸酶活性有恢复到初始活性的趋势.如3个水分含量下，砷浓度200 mg · kg-1时，酶活性抑制率分别由第1 d的17.36%、20.32%、21.03%减小到第30 d的9.80%、5.67%、1.38%，这可能是土壤酶对外界污染物的一种动态响应，因为有学者发现“抗性酶活性”现象，即当重金属在土壤中达到一定浓度时会导致大部分微生物死亡，而一小部分微生物则生存下来，自行繁殖，从而产生抗性酶活性的缘故(沈桂琴和廖瑞章，1987).③淹水(110% WHC)显著降低了土壤碱性磷酸酶活性.供试条件下，土壤碱性磷酸酶活性大小为：65% WHC >35% WHC>110% WHC.如未添加外源砷时，整个培养期间35%、65%水分条件下碱性磷酸酶平均酶活性分别是110%水分条件下的1.34、1.35倍.
| 表 3 供试土样碱性磷酸酶活性 Table 3 Alkaline phosphatase activity in tested soil |
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对土壤中总砷和有效砷浓度(C)与碱性磷酸酶活性(U)关系采用模型U=A/(1+B×C)进行拟合.结果(表 4)表明二者关系达显著或极显著负相关关系，揭示出碱性磷酸酶是一种对砷污染较敏感的酶类，而且在一定程度上可表征土壤砷污染的程度，这可能是由于砷与磷属于同族元素，二者作用酶的活性位点较为相近的缘故.同时反映出砷对土壤碱性磷酸酶活性抑制类型主要为完全抑制(包括竞争性抑制和非竞争性抑制)作用(Speir et al., 1999).
| 表 4 土壤相对碱性磷酸酶活性(U)与砷浓度(C)拟合结果 Table 4 Regression equations between relative activities of soil alkaline phosphatase(U) and arsenic concentrations(C) |
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生态剂量值(Ecological Dose)ED10是指酶活性变化10%外界污染物的浓度，可表征土壤轻度污染时的临界浓度(Doelman and Haanstra， 1989).表 4显示：①110%WHC水分下土壤碱性磷酸酶ED10值总体大于35%WHC、65%WHC的ED10，一定程度上揭示出过量水分减弱了土壤砷抑制作用.如在培养第8 d，35%、65%、110%水分条件下，土壤总砷ED10分别为115、126、288 mg · kg-1，其中110%水分下的ED10分别为35%、65%的2.50、2.29倍.这可能是因为在较高的水分条件下，土壤溶液中有效砷含量降低，同时土壤处于还原状态，As(Ⅴ)发生了向As(Ⅲ)的转化(曾希柏等，2010)导致的，而据王紫泉等(2013)研究表明As(Ⅴ)对磷酸酶毒性要强于As(Ⅲ)，从而减弱了砷对碱性磷酸酶的毒害作用.②随培养时间延长，外源总砷土壤碱性磷酸ED10逐渐增大，而有效砷ED10变化幅度较小，表明砷对土壤碱性磷酸酶的毒性随时间延长而减弱，即老化效应，这是由于有效砷含量减小所致.如65%水分土壤碱性磷酸酶ED10从第1天的99 mg · kg-1增加到第30 d的171 mg · kg-1.③根据剂量最小最敏感的原则，获得塿土轻度污染时总砷和有效砷的浓度分别为99和39 mg · kg-1.
4 讨论(Discussion)外源砷进入土壤后，各种形态会在土壤固相之间进行重新分配，进而改变砷的移动性及生物有效性.通常将水溶性及吸附态砷称为有效砷或可给态砷(肖玲和赵允格，1996).土壤水分会影响土壤理化性质，改变土壤的Eh、微生物活性等(Charlatchka and Cambier， 2000).对此国内外已有一些研究(Das et al., 2013; Bhattacharyya et al., 2008)，但对于不同水分条件下砷与土壤酶活性的关系研究较少.
4.1 土壤有效砷浓度变化研究发现砷进入土壤后，有效砷浓度随砷添加量增加而增大，随培养时间的延长而逐渐减少，这佐证了其他学者的结论.梁成华等(2009)认为随外源砷量增大，土壤中活性砷所占比例增加；刘斌等(2013)研究发现外源砷进入3类不同性质土壤后，有效砷含量均会随时间延长而降低.但李道林和陈磊(2000)却通过盆栽试验研究认为随着外源加砷量的增加，土壤中各砷形态浓度均增大，但活性砷占总砷的百分数则随砷浓度增加明显降低，这可能是因为供试土壤有机质含量较低，对砷的吸附能力较弱.
不同水分条件下，土壤有效砷呈现不同的变化规律.本研究发现110%水分下土壤有效砷浓度明显低于35%、65%，这主要是由于淹水条件下土壤对砷的吸附能力及砷向其他形态转化的能力增强.吴萍萍等(2011)通过添加针铁矿和水铝矿研究不同水分下砷的形态变化后认为在30%、70%和100%含水量下，100%含水量下有效砷浓度显著低于前两种含水量.郑顺安(2010)佐证了本文的结论，即塿土是碳酸盐浓度较高的碱性土壤，淹水后，土壤中的碳酸盐类分散增加了吸附表面，使土壤中碳酸盐类继续更强地对重金属进行吸持，从而减少了土壤中有效态重金属含量.
Elovich方程可用于描述溶质在溶液中的扩散过程，适用于如土壤表面上发生的化学过程(魏俊峰等，2003).本研究中Elovich方程可较好表征土壤有效砷浓度与培养时间之间的关系，揭示出土壤有效砷向其他形态转变受扩散机制的影响.外源砷进入土壤后，砷酸根离子会在土壤溶液与土壤颗粒之间形成浓度差，其在土壤溶液中浓度梯度大小随土壤水分含量和培养时间不同而不同，砷酸根离子会以不同速率由浓度高的地方扩散至浓度低的地方，故不同水分条件、时间下土壤有效砷浓度变化不一致(郑顺安，2010；周世伟等，2009).Tang等(2006)研究证明了这一点，认为重金属离子快速转变阶段由土壤溶液和土壤颗粒表面重金属离子浓度差所驱动，属于对流运移；慢速分布阶段是重金属离子向土壤微孔隙的渗透和扩散过程，重金属形态分布的速率逐渐减慢.
4.2 碱性磷酸酶活性变化砷对土壤碱性磷酸酶活性主要是抑制作用.本文发现较低浓度砷(<25 mg · kg-1)对土壤碱性磷酸酶活性影响较小，当砷浓度大于25 mg · kg-1时则表现为抑制作用；碱性磷酸酶活性随着外源砷和有效砷浓度的增大而减小，这是由于土壤对污染物具有一定缓冲能力和对酶具有保护作用(华珞等，1996).王紫泉等(2013)通过室内模拟试验也证实了外源砷浓度大于25 mg · kg-1时才能显著抑制红壤、塿土碱性磷酸酶活性.随培养时间延长，砷对土壤碱性磷酸酶活性抑制幅度逐渐减弱，特别是在淹水(110% WHC)条件下.这可能是因为土壤中耐砷微生物利用死亡微生物碎片为能量源，改变了目标酶的合成途径(Das et al., 2013)；同时随培养时间延长，土壤中有部分As(Ⅴ)转化As(Ⅲ)，而从已有的研究表明As(Ⅴ)对磷酸酶毒性要高于As(Ⅲ)(王紫泉等，2013).
水分对土壤酶活性及重金属毒性有较大影响，过高的水分含量(110% WHC)会显著抑制土壤碱性磷酸酶活性.刘岳燕(2009)证实土壤碱性磷酸酶活性与土壤含水量成正比，但淹水会显著抑制其活性.这可能是因为土壤含水量过大减少了土壤孔隙中氧气浓度，土壤微生物活性受到抑制，进而减少了酶的分泌(杜瑞英等，2013)，也可能是水分通过影响砷的价态及形态转化而对酶活性产生作用所致(曾希柏等，2010；王紫泉等，2013).
4.3 砷与碱性磷酸酶活性关系本文研究表明外源砷总量、有效砷均与土壤碱性磷酸酶有较好的相关性，一定程度上揭示出二者均可以用来表征土壤砷污染的程度.Bhattacharyya等(2008)研究认为土壤总砷及不稳定态砷(包括水溶态和交换态)均与土壤酶有较好的相关性，尽管不稳定态砷在土壤中浓度是十分低的，同时认为总砷与酶活性有较好相关性是因为总砷中包含了水溶态及交换态等有效态砷，这与本文研究结论相一致.另外，本研究还发现随培养时间延长，土壤碱性磷酸酶ED10值逐渐增大，表明砷对碱性磷酸酶毒性减弱，从侧面印证了前文土壤有效砷随老化时间延长而减少的结论.Speir等(1999)和Sun等(2012)通过实验证实砷污染土壤磷酸酶ED50值培养60 d后明显大于培养3 d后.本文得出土壤砷轻度污染的临界浓度为总砷99 mg · kg-1和有效砷39 mg · kg-1，从侧面表明土壤碱性磷酸酶在土壤砷浓度达到国家土壤质量标准中的二级污染标准前不会对土壤酶产生严重毒害.
5 结论(Conclusions)1)砷污染土壤后有效砷含量增加，且有效砷含量随培养时间延长呈现前期下降速率较快，后期降幅减缓的变化规律，表明外源砷浓度、老化时间是决定土壤有效砷含量的主要因素；Elovich方程较好地表征了不同水分条件下土壤有效砷与培养时间的关系，揭示出土壤有效砷向其他形态转变速率顺序是：110% WHC<65% WHC<35% WHC.
2)砷污染抑制了土壤碱性磷酸酶活性，干燥和淹水均会导致土壤碱性磷酸酶活性降低，但淹水同时减弱了砷对土壤碱性磷酸酶的毒性；模型U=A/(1+B×C)可较好表征总砷和有效砷浓度(C)与土壤酶活性(U)的关系，揭示出土壤碱性磷酸酶在一定程度上可作为一个表征土壤砷污染程度的指标，并反映出其间的作用机理为完全抑制作用.
3)供试塿土砷轻度污染的临界浓度为总砷99 mg · kg-1和有效砷39 mg · kg-1，此值高于国家土壤质量标准中的二级污染标准.
| [1] | 鲍士 旦. 1997. 土壤农化分析[M]. 北京: 中国环境科学出版社 |
| [2] | Bhattacharyya P, Tripathy S, Kim K, et al. 2008. Arsenic fractions and enzyme activities in arsenic-contaminated soils by groundwater irrigation in West Bengal[J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 71(1): 149-156 |
| [3] | Charlatchka R, Cambier P. 2000. Influence of reducing conditions on solubility of trace metals in contaminated soils[J]. Water, Air, and Soil Pollution, 118(1/2): 143-168 |
| [4] | Das S, Jean J -S, Kar S, et al. 2013. Effect of arsenic contamination on bacterial and fungal biomass and enzyme activities in tropical arsenic-contaminated soils[J]. Biology and Fertility of Soils, 49(6): 757-765 |
| [5] | Doelman P, Haanstra L. 1989. Short- and long-term effects of heavy metals on phosphatase activity in soils: an ecological dose-response model approach[J]. Biology and Fertility of Soils, 8(3): 235-241 |
| [6] | 杜瑞英, 唐明灯, 艾绍英, 等. 2013. 含水量对 Cd 污染菜地土壤中微生物多样性的影响[J]. 安全与环境学报, 13(2): 1-4 |
| [7] | Ghosh A K, Bhattacharyya P, Pal R. 2004. Effect of arsenic contamination on microbial biomass and its activities in arsenic contaminated soils of Gangetic West Bengal, India[J ]. Environment International, 30(4): 491-499 |
| [8] | 顾继光, 周启星, 王新. 2003. 土壤重金属污染的治理途径及其研究进展[J]. 应 用基础与工程科学学报, 11(2): 143-151 |
| [9] | 关松荫. 1986. 土壤酶及其研究方法[M]. 北京: 农业出版社 |
| [10] | 和文祥, 马爱生, 武永军, 等. 2004. 砷对土壤脲酶活性影响的研究[J]. 应用生 态学报, 15(5): 895-898 |
| [11] | Hinojosa M B, Carreira J A, García-Ruíz R, et al. 2004. Soil moisture pre-treatment effects on enzyme activities as indicators of heavy metal-contaminated and reclaimed soils[J ]. Soil Biology and Biochemistry, 36(10): 1559-1568 |
| [12] | 华珞, 张国祥, 杨居荣, 等. 1996. 土壤对无机外源砷的缓冲动力学研究[J]. 土壤 学报, 33(4): 337-343 |
| [13] | 李道林, 程磊. 2000. 砷在土壤中的形态分布与青菜的生物学效应[J]. 安徽农业 大学学报, 27(2): 131-134 |
| [14] | 梁成华, 刘学, 杜立宇, 等. 2009. 砷在棕壤中的吸附解吸行为及赋存形态研究[J]. 河南农业科学, (4): 64-68 |
| [15] | 刘斌, 赵阿娟, 杨虹琦, 等. 2013. 外源砷在 3 类土壤转化形态及其烟株中的分布[J]. 中国农学通报, 29(13): 100-105 |
| [16] | 刘岳燕. 2009. 水分条件与水稻土壤微生物生物量, 活性及多样性的关系研究[D]. 杭州: 浙江大学 |
| [17] | 骆永明, 滕应. 2006. 我国土壤污染退化状况及防治对策[J]. 土壤, 38(5): 505-508 |
| [18] | Nriagu J O, Pacyna J M. 1988. Quantitative assessment of worldwide contamination of air, water and soils by trace metals[J]. Nature, 333(6169): 134-139 |
| [19] | 沈东升, 何增耀, 吴方正. 1992. 砷在土壤中的有效性及其价态转化[J]. 农业环 境科学, 11(5): 206-208 |
| [20] | 沈桂琴, 廖瑞章. 1987. 重金属、非金属、矿物油对土壤酶活性的影响[J]. 农业 环境科学, 6(3): 24-27 |
| [21] | Smith E, Naidu R, Alston A M. 1998. Arsenic in the soil environment: a review[J]. Advances in Agronomy, 64: 149-195 |
| [22] | Speir T W, Kettles H A, Parshotam A, et al. 1999. Simple kinetic approach to determine the toxicity of As[V] to soil biological properties[J]. Soil Biology and Biochemistry, 31(5): 705-713 |
| [23] | Styblo M, Del Razo L M, Vega L, et al. 2000. Comparative toxicity of trivalent and pentavalent inorganic and methylated arsenicals in rat and human cells[J]. Archives of Toxicology, 74(6): 289-299 |
| [24] | Sun J X, Guan L Z, Zhang Y, et al. 2012. The effect of roxarsone on soil enzyme activities[J]. Applied Mechanics and Materials, 155-156: 917-921 |
| [25] | Tan X P, Kong L, Yan H R, et al. 2014. Influence of soil factors on the soil enzyme inhibition by Cd[J]. Acta Agriculturae Scandinavica, Section B-Soil & Plant Science, 64(8): 666-674 |
| [26] | Tang X Y, Zhu Y G, Cui Y S, et al. 2006. The effect of ageing on the bioaccessibility and fractionation of cadmium in some typical soils of China[J]. Environment International, 32(5): 682-689 |
| [27] | 涂从, 苗金燕, 何峰. 1992. 土壤砷有效性研究[J]. 西南农业大学学报, 14(6): 477-482 |
| [28] | 王荣萍, 张雪霞, 郑煜基, 等. 2013. 水分管理对重金属在水稻根区及在水稻中积累的影响[J]. 生态环境学报, 22(12): 1956-1961 |
| [29] | 王紫泉, 黎惠智, 窦凯歌, 等. 2013. 不同价态砷的土壤碱性磷酸酶效应研究[J]. 西北农林科技大学学报(自然科学版), 41(10): 185-192 |
| [30] | 魏俊峰, 吴大清, 彭金莲, 等. 2003. 污染沉积物中重金属的释放及其动力学[J]. 生态环境, 12(2): 127-130 |
| [31] | Woolson E A, Axley J H, Kearney P C. 1971. Correlation between available soil arsenic, estimated by six methods, and response of corn (Zea mays L.)[J]. Soil Science Society of America Journal, 35(1): 101- 105 |
| [32] | 吴萍萍, 曾希柏, 白玲玉, 等. 2011. 添加人工合成铁、铝矿对土壤有效砷含量的影响 [A]// 十一五农业环境研究回顾与展望——第四届全国农业环境科学学术研讨会论文集[C]. 内蒙古: 呼和浩 特 |
| [33] | 肖玲, 赵允格. 1996. 石灰性土壤中有效砷提取剂的选择[J]. 陕西环境, 3(3): 17-21 |
| [34] | 曾希柏, 和秋红, 李莲芳, 等. 2010. 淹水条件对土壤砷形态转化的影响[J]. 应 用生态学报, 21(11): 2997-3000 |
| [35] | 张昆峰, 宋卫锋, 钟宜航. 2006. 粤北某市“土法炼砷”土壤中化学砷污染的研究[J]. 广东化工, 33(12): 76-77; 88 |
| [36] | 张丽莉,陈利军,刘桂芬,等.2003. 污染土壤的酶学修复研究进展[J]. 应用生态学 报, 14(12): 2342-2346 |
| [37] | Zheng S N, Zhang M K. 2011. Effect of moisture regime on the redistribution of heavy metals in paddy soil[J]. Journal of Environmental Sciences, 23(3): 434-443 |
| [38] | 郑顺安. 2010. 我国典型农田土壤中重金属的转化与迁移特征研究[D]. 杭州: 浙 江大学 |
| [39] | 周芙蓉, 王进鑫, 杨楠, 等. 2014. 水分和铅胁迫下土壤中脲酶和碱性磷酸酶活性的变化[J]. 中国农学通报, 30(5): 229-234 |
| [40] | 周世伟, 徐明岗, 马义兵, 等. 2009. 外源铜在土壤中的老化研究进展[J]. 土壤 , 41(2): 153-159 |