2018, Vol. 38
[PDF全文]
2. 中国科学院生态环境研究中心, 城市与区域国家重点实验室, 北京 100085
2. State Key Laboratory of Urban and Regional Ecology, Research Center for Eco-Environmental Sciences, Chinese Academy of Sciences, Beijing 100085
土壤酶系统是土壤中最活跃的部分，直接影响到土壤的代谢性能，并能反映土壤对污染物质自净能力的大小(崔红标等, 2011).由于土壤酶活性易受到环境中外源物质的影响，在一定程度上可以灵敏地反映环境状况，因此，通过研究外来物质对土壤酶活性的影响，可反映外来物质对土壤生态的毒理学效应，了解复杂有机物分解强度与简单物质的再合成强度，进而反映土壤质量的变化(吴小虎等, 2015).土壤酶种类很多，不同种类的土壤酶对于各种外来因素的敏感程度不同.蔗糖酶、脲酶和磷酸酶是土壤中重要的水解酶类，能参与土壤中有机物的转化，裂解有机化合物，把高分子化合物水解成为植物和微生物利用的营养物质，其中，蔗糖酶可水解土壤中的蔗糖，反映土壤有机碳转化能力；脲酶可水解土壤中的尿素，影响土壤氮素代谢(李志萍等, 2015)；磷酸酶可催化磷酸脂类或磷酸酐的水解，其活性高低直接影响土壤有机磷的分解转化(申荣艳等, 2010)因此，研究外来物质对蔗糖酶、脲酶和磷酸酶的影响，有助于了解土壤碳、氮、磷的生理转化进程及土壤肥力变化趋势，并且可以作为判断土壤污染程度、反映土壤质量变化的重要指标之一(范昆等, 2006).
硒(Se)是人和动物生命活动所必须的微量元素之一，对维持人体的生理功能，预防和治疗某些疾病有显著的作用(Lyubenova et al., 2015；唧艳等, 2012；杨培慧等, 2004)，但硒对人体和动物的营养必须剂量和毒性剂量之间的范围却非常窄，过量摄入会对动物及人类健康产生风险(Antunes Soares et al., 2005；Rich et al., 2009；Vinceti et al., 2013).人主要通过食物获得硒，而食物中的硒含量普遍偏低，因此，富硒产品应运而生(Bhatia et al., 2013).
目前富硒农业发展迅速，硒资源的用量、种类及安全问题越来越受到关注(Khanam et al., 2016；胡秋辉等, 2014；聂继云等, 2015).土壤是植物硒的主要来源，硒在土壤中以多种形式存在，其中，能被植物吸收利用的主要为硒酸盐、亚硒酸盐和有机硒化物.有研究表明，环境因素的变化可能导致硒迁移率和生物有效性的变化(Tolu et al., 2014)，并且各种形态硒对酶活性的影响有很大的区别.以亚硒酸钠为代表的无机硒，由于使用方便、价格便宜而成为应用最广泛的硒肥.以硒代蛋氨酸为代表的有机硒毒性低于无机硒(亚硒酸钠) (Hoffman et al., 1996)，对动物的生长、代谢及提高动物免疫力等方面的促进作用优于无机硒(Hiller et al., 2015；Wang et al., 2016)，而且在满足生物生长发育所需要的添加量范围内对环境基本没有污染(蒋守群, 2005)，因而用有机硒替代无机硒作为外源硒源，已成为欧美许多国家的发展方向，如瑞典要求乳猪饲料中必须使用有机硒；日本已规定饲料中禁止使用无机硒(Kandeler et al., 2000；Mangiapane et al., 2014).
目前，国内外针对脲酶、蔗糖酶和磷酸酶活性的影响因素的研究主要集中在农药(王艳, 2014；袁传卫等, 2015；张钧等, 2012；郑景瑶等, 2013)、重金属离子(杨春璐等, 2007；于寿娜等, 2008)、除草剂(吴小虎, 2015)和不同的施肥方式(Zhang et al., 2017；马忠明等, 2016；王才武等, 2013；张静等, 2012)等方面，而针对硒肥的施用可能对土壤酶活性的影响研究报道较少.已有研究发现，有作物生长条件下低浓度无机硒对土壤酶活有不同程度激活，高剂量(40 mg·kg-1)硒均对土壤酶活产生抑制作用(林匡飞等, 2005；吴雄平等, 2010)，有环境污染的风险.关于硒对土壤酶活性影响效应的研究，多数是针对单一暴露期(短期或长期)效应(Acosta-Martinez et al., 2001；Frankenberger et al., 1981；王冬梅等, 2006)，缺少施入硒肥以后土壤酶活性动态响应过程的研究，且关于有机硒肥的大量施用可能对土壤酶的影响报道也很少.
本研究在恒温恒湿连续培养条件下，探讨土壤脲酶、蔗糖酶和中性磷酸酶活性对不同剂量的无机硒(亚硒酸钠)和有机硒(硒代蛋氨酸)的动态响应过程，以期为土壤硒污染的生态风险评价和硒肥安全合理使用提供科学依据.
2 材料与方法(Materials and methods) 2.1 供试材料供试清洁自然土壤采自山东省淄博市，取表层0~80 cm土壤，其基本理化性质如下：pH值为7.34，粘粒含量为28.92%，有机质含量为5.73 g·kg-1，总氮含量为0.66 g·kg-1，总硒为0.79 mg·kg-1.土壤风干后去除植物残体和石块，过2 mm筛，置于温度25 ℃、相对湿度60%、黑暗条件下预培养7 d.
亚硒酸钠(分析纯，纯度＞98%)由沈阳化学试剂厂生产，L-硒代蛋氨酸(CAS：3211-76-5，纯度≥98.7%)购自上海赢瑞生物医药科技有限公司.
2.2 试验方法 2.2.1 土壤培养方法称取100 g经过预培养的供试土壤于广口瓶中，分别添加不同质量浓度的外源硒(亚硒酸钠、硒代蛋氨酸)，使其在土壤中的剂量分别为10、30、50、70、90 mg·kg-1，拌匀后，用蒸馏水调节含水量为田间最大持水量的60%，以未添加外源硒的处理为空白对照(CK).每个处理重复4次.广口瓶用保鲜膜封口，并适当用针扎眼，置于恒温恒湿培养箱中培养(温度25 ℃，相对湿度60%，黑暗条件).分别于3、7、14、28和56 d取样，测定土壤脲酶、蔗糖酶和中性磷酸酶的活性.
2.2.2 土壤酶活性测定方法脲酶活性采用苯酚钠-次氯酸钠比色法测定，以1 g土壤在37 ℃培养24 h时释放出的NH3-N量(mg)表示；蔗糖酶活性采用3, 5-二硝基水杨酸(DNS)比色法测定，以1 g土壤在37 ℃培养24 h时生成的葡萄糖量(mg)表示；中性磷酸酶活性采用磷酸苯二钠比色法测定，以1 g土壤在37 ℃培养24 h时土壤中释放出的酚量(mg)表示(关松荫, 1980).土壤理化性质用常规分析方法测定(鲍士旦，2000).
2.3 数据处理为了定量描述在一定硒浓度下的抑制作用，采用酶活性相对抑制率η予以表征，按照式(1)计算不同形态硒对土壤酶活性的抑制率(周世萍等, 2005).
|
(1) |
式中，AT和ACK分别表示处理样品和对照样品的酶活性.按照土壤酶活性降幅将污染程度划分为3个等级：抑制率小于25%为轻度污染，25%~45%为中度污染，大于45%为重度污染(吴雄平等, 2010).如果相对抑制率为负值，则表现为对酶活性的激活作用.
在满足正态分布或对数正态分布(Shapiro-Wilk test)和方差齐次(Levene′s test)的前提下，采用单因素方差分析(ANOVA)，多重比较采用LSD，与对照比较时p＜0.05为显著性差异.所有统计分析均采用SPSS19.0软件完成.
3 结果(Results) 3.1 亚硒酸钠对土壤脲酶活性的影响亚硒酸钠对土壤脲酶活性影响的单因素方差分析(ANOVA)表明，各处理组硒对土壤脲酶活性均表现出显著差异(3 d，F=28.28，p=0.00；7 d，F=127.41，p=0.00；14 d，F=64.33，p=0.00；28 d，F=178.56，p=0.00；56 d，F=5.40，p=0.01).
从图 1可以看出亚硒酸钠对土壤脲酶活性相对抑制率的表现，在施药初期(3 d)，各剂量均表现为激活效应，并且各处理组与空白对照(CK)相比差异显著(p＜0.05)，激活效应随着施用剂量的加大而增强.施药7 d时，除最低剂量(10 mg·kg-1)组对土壤脲酶产生激活效应以外(p＜0.05)，其余均表现为抑制作用，并且随着剂量的增加，抑制作用增加，相对抑制率由16.17%增加到44.48%，硒污染介于轻度及中度水平.施药14 d时，土壤脲酶活性变化不稳定，表现为10 mg·kg-1时对酶有激活效应(p＜0.05)，而后随着亚硒酸钠剂量增加，50、90 mg·kg-1两个处理组对酶活性产生明显抑制效应(p＜0.05)，30、70 mg·kg-1两个处理组恢复到对照水平(LSD test显示，F=0.25，F=0.38，p＞0.05).施药28 d时，各剂量均表现为抑制作用，并且随着剂量增加，抑制作用明显增加，在70 mg·kg-1处理组达到最大抑制率63.73%，达到重度污染，且变异幅度与剂量之间有显著相关性(p＜0.05).施药56 d时，亚硒酸钠除在50、70 mg·kg-1两个处理组恢复到对照(CK)水平以外(LSD test显示，F=0.86，F=0.25，p＞0.05)，其余各剂量均表现抑制作用，但各处理之间没有明显的变化(p＞0.05).
 |
| 图 1 不同剂量的亚硒酸钠对土壤脲酶活性的相对抑制率 Fig. 1 Relative inhibition rate of sodium of different concentrations on soil urease activity |
硒代蛋氨酸对土壤脲酶活性影响的单因素方差分析(ANOVA)表明，各处理组的脲酶活性均具有显著性差异(p＜0.05)(3 d，F=27.71，p=0.00；7 d，F=49.69，p=0.00；14 d，F=107.48，p=0.00；28 d，F=26.74，p=0.00；56 d，F=194.80，p=0.01).
硒代蛋氨酸对土壤脲酶活性的相对抑制率见图 2，硒代蛋氨酸施入土壤3 d时，除低剂量(10 mg·kg-1)组对脲酶活性有激活作用(p＜0.05)以外，其他各处理组均表现为抑制作用，但各处理组之间差异不显著(p＞0.05)，相对抑制率均在15%~20%之间.硒代蛋氨酸施入土壤7 d时，除最低剂量(10 mg·kg-1)组外，其余各处理与对照相比对土壤脲酶活性均表现为抑制作用，并且各处理间的抑制幅度无显著差异(p＞0.05).硒代蛋氨酸施入14 d和28 d时，土壤脲酶活性均表现为激活状态，低剂量(10 mg·kg-1)硒代蛋氨酸对脲酶的激活效应显著(p＜0.01)，并且14 d各处理组之间差异显著(p＜0.05)，随着硒代蛋氨酸剂量增加表现为对酶活性的激活效应减弱，28 d各处理组差异不显著(p＞0.05).而硒代蛋氨酸施入56 d时，除最低剂量(10 mg·kg-1)对土壤脲酶活性有激活效应以外，其余剂量与对照相比均表现为抑制作用，并且抑制作用在硒代蛋氨酸剂量为70 mg·kg-1时达到最大，相对抑制率为75.05%，达到重度污染水平.
 |
| 图 2 不同剂量硒代蛋氨酸对土壤脲酶活性的相对抑制率 Fig. 2 Relative inhibition rate of selenomethionine of different concentrations on soil urease activity |
亚硒酸钠对土壤蔗糖酶活性影响的单因素方差分析(ANOVA)表明，各处理组的蔗糖酶活性与对照(CK)相比均具有显著性差异(p＜0.05)(3 d，F=631.42，p=0.00；7 d，F=98.05，p=0.00；14 d，F=340.93，p=0.00；28 d，F=10.19，p=0.00；56 d，F=31.29，p=0.00).
从图 3可以看出添加不同剂量的亚硒酸钠对土壤蔗糖酶活性的影响，暴露3 d内，低剂量(10 mg·kg-1)处理组与对照相比差异不显著(F=0.18，p＞0.05)，其余各处理组均表现为激活状态，但90 mg·kg-1处理表现为激活效应明显下降，接近对照水平.7 d时表现为低于30 mg·kg-1各处理组处于激活状态(p＜0.05)，高于50 mg·kg-1各处理组酶活均被抑制，其中，90 mg·kg-1处理组抑制效应明显，差异显著(p＜0.05)，相对抑制率为55.86%，达到重度污染.14 d时，除低剂量(10 mg·kg-1)组表现为激活状态外(p＜0.05)，其余各处理组均表现抑制状态，但变异幅度与剂量之间没有显著相关性.28 d时，各处理组与对照相比，除低剂量(10 mg·kg-1)处理组与对照相比差异不显著(F=0.31，p＞0.05)外，其余均差异显著，并且在50 mg·kg-1处理组表现为激活效应明显(p＜0.05).56 d时各处理组酶活均被抑制，且高剂量(＞30 mg·kg-1)处理之间差异不显著(p＞0.05).
 |
| 图 3 不同剂量亚硒酸钠对土壤蔗糖酶活性的相对抑制率 Fig. 3 Relative inhibition rate of sodium of different concentrations on soil invertase tivity |
硒代蛋氨酸对土壤蔗糖酶活性影响的单因素方差分析(ANOVA)表明，各处理组的蔗糖酶活性与对照(CK)相比，均具有显著性差异(p＜0.05)(3 d，F=1666.44，p=0.00；7 d，F=124.66，p=0.00；14 d，F=53.94，p=0.00；28 d，F=109.45，p=0.00；56 d，F=60.46，p=0.00).
从图 4中硒代蛋氨酸对土壤蔗糖酶活性的相对抑制率可以看出，添加不同剂量的硒代蛋氨酸，土壤暴露3~28 d之间，除28 d的70、90 mg·kg-1处理组与对照相比差异不显著(p＞0.05)外，其余各处理组对土壤蔗糖酶活性均表现为不同程度的激活效应，但具体幅度与剂量之间未发现有显著相关性.随着暴露时间延长，在56 d时，低剂量(10 mg·kg-1)处理组与对照之间差异不显著(p＞0.05)，其余各处理组均表现为抑制效应(p＜0.05)，并随着剂量增大，抑制作用增强，这与亚硒酸钠对蔗糖酶活性的作用趋势不同.
 |
| 图 4 不同剂量硒代蛋氨酸对土壤蔗糖酶活性的相对抑制率 Fig. 4 Relative inhibition rate of selenomethionine of different concentrations on soil invertase tivity |
亚硒酸钠对土壤中性磷酸酶活性影响的单因素方差分析(ANOVA)表明，各处理组的中性磷酸酶活性与对照(CK)相比除第3 d各处理组差异不显著以外，其余暴露时间的各处理组均具有显著性差异(p＜0.05)(3 d，F=2.61，p=0.06；7 d，F=4.63，p =0.01；14 d，F=10.77，p=0.00；28 d，F=13.67，p=0.00；56 d，F=7.77，p=0.00).
从图 5中亚硒酸钠对土壤中性磷酸酶活性的相对抑制率可以看出，添加不同剂量的亚硒酸钠处理土壤的中性磷酸酶活性在整个暴露期总体表现为：亚硒酸钠剂量＜30 mg·kg-1时对中性磷酸酶有轻微的激活作用，或接近对照水平，而亚硒酸钠剂量＞50 mg·kg-1时对中性磷酸酶活性的影响表现为先激活后抑制，或接近对照水平，其中在28 d时90 mg·kg-1处理组达到最大抑制率44%，属于中度污染，但土壤的中性磷酸酶活性的变化与剂量、暴露时间之间并没有显著的相关性.
 |
| 图 5 不同剂量亚硒酸钠对土壤中性磷酸酶活性的相对抑制率 Fig. 5 Relative inhibition rate of sodium of different concentrations on soil phosphatase activity |
硒代蛋氨酸对土壤中性磷酸酶活性影响的单因素方差分析(ANOVA)表明，各处理组的中性磷酸酶活性与对照(CK)相比，第3、7、14 d各处理组均不具有显著性差异(p＞0.05)(3 d，F=0.43，p=0.82；7 d，F=1.84，p=0.16；14 d，F=2.48，p=0.07)，第28、56 d两个处理组具有显著性差异(28 d，F=2.87，p=0.04；56 d，F=3.18，p=0.03).
从图 6中硒代蛋氨酸对土壤中性磷酸酶活性的抑制率可以看出，添加不同剂量的硒代蛋氨酸处理表现为：硒代蛋氨酸剂量＜30 mg·kg-1时对土壤中性磷酸酶有不同程度的激活作用；硒代蛋氨酸剂量为50 mg·kg-1时对土壤中性磷酸酶活性的影响不大，几乎在对照水平上下波动(LSD test显示，p＞0.05)；而硒代蛋氨酸剂量＞70 mg·kg-1时，表现为先激活后抑制，但土壤中性磷酸酶活性变化与硒代蛋氨酸剂量、暴露时间之间的相关性不显著，与亚硒酸钠对土壤磷酸酶活性的影响相似.
 |
| 图 6 不同剂量硒代蛋氨酸对土壤中性磷酸酶活性的相对抑制率 Fig. 6 Relative inhibition rate of selenomethionine of different concentrations on soil phosphatase activity |
土壤中的微生物能分泌各种酶，其中很少部分游离于土壤溶液中，绝大部分则被吸附于土壤胶体和一些黏土矿物上(刘雅淑等, 2016).土壤酶对土壤环境的改变反应非常敏感，常作为土壤生态系统变化的预警和敏感指标(Mikkelsen et al., 1994).本研究中不同形态的外源硒在非作物连续培养56 d的条件下，对土壤酶活性的影响因外源硒的种类、剂量和土壤酶的种类不同而不同.随着施入时间的延长，亚硒酸钠、硒代蛋氨酸的有效性不同，导致对土壤酶活性的影响在施入后不同时间反应各异.
本研究中低剂量(10 mg·kg-1)亚硒酸钠处理对土壤脲酶、蔗糖酶活性均表现为先激活后抑制，而对土壤中性磷酸酶活性的影响表现为不同程度的激活作用，可能原因是低剂量的亚硒酸钠在土壤微生物的作用下能被微生物分解、利用，有利于微生物自身的生长，促进土壤微生物数量的增加，如添加剂量为5~10 mg·kg-1的亚硒酸钠和硒酸钠有促进植烟土壤中细菌、真菌和放线菌数量增加的作用(樊俊等, 2015)，而微生物数量增加有助于土壤酶的合成与分泌，导致酶活性提高.但随着亚硒酸钠暴露时间延长，大部分亚硒酸钠被微生物分解完成，微生物可利用的有效态减少，致死微生物的数量减少，同时未被同化的亚硒酸钠还可能被土壤吸附，与有机物和碳酸盐、铁锰氧化物结合，从而降低其有效性，因此，在暴露后期3种酶活性与对照相比表现为被抑制或被激活作用减弱(韩桂琪等, 2010).
随着施入亚硒酸钠剂量的提高，微生物可以将较高毒的亚硒酸盐异化还原为低毒的元素态硒，或同化还原合成硒蛋白、含硒蛋白，甲基化为具有高挥发性的二甲基硒(DMSe)等，一些微生物可将元素态硒氧化而获得能量(雷磊等, 2011)，而微生物由于获得能量表现为数量增加，分泌的脲酶、转化酶和中性磷酸酶增加，因此，在亚硒酸钠的剂量＞30 mg·kg-1的暴露初期(3 d)，3种酶活性与对照相比均处于被激活状态.随着暴露时间的增加，3种酶活性对亚硒酸钠表现出不同的动态响应，脲酶、中性磷酸酶活性表现为不同程度抑制状态或在对照水平上下波动，蔗糖酶表现为抑制-激活-抑制波动现象，可能原因是施入土壤中的亚硒酸钠剂量较高，一方面在微生物作用下，经过一系列反应生成硒化物，这种硒化物与蛋白酶分子中的活性部位巯基和含咪唑的配体等结合，形成较稳定的络合物，产生了与底物的竞争性抑制作用(何文祥等, 2000)；另一方面由于高剂量亚硒酸钠处理对细菌和真菌数量有降低作用，减少了菌体内酶的合成和分泌，最后导致土壤酶活性下降，表现为土壤酶活均被抑制(樊俊等, 2015)，这与Nowak等(2002)、韩桂琪等(2010)的研究结论一致，随着培养时间的延长，亚硒酸钠对土壤脲酶活性的抑制作用增强.而高剂量(＞30 mg·kg-1)的亚硒酸钠对土壤蔗糖酶活性表现为抑制-激活-抑制的波动变化，可能由于当土壤中亚硒酸钠达到一定剂量时，土壤微生物大部分死亡，之后死亡的微生物被矿化，适当为新微生物增加了有效态含量，致使酶含量小幅提高.另外，还有小部分微生物在有毒物质污染下仍然生存下来，自行繁殖，对威胁产生了抗性和耐受性(Insam, 1996；Kandeler et al., 2000)，从而使抑制率出现波动现象.
低剂量(10 mg·kg-1)硒代蛋氨酸对土壤脲酶、蔗糖酶和中性磷酸酶活性的影响均表现为不同程度的激活效应，与亚硝酸钠对土壤脲酶、蔗糖酶活性的影响略有不同.张扬杨等(2016)在厚皮甜瓜试验研究中施入硒代蛋氨酸(10 mg·kg-1)时，对土壤脲酶活性呈激活状态，与本试验结果中脲酶对低剂量(10 mg·kg-1)硒代蛋氨酸的初期(3 d)响应一致.高剂量(＞30 mg·kg-1)硒代蛋氨酸施入土壤时，对土壤脲酶表现为抑制-激活-抑制变化，硒代蛋氨酸对土壤蔗糖酶、中性磷酸酶活性表现为激活-抑制变化，与亚硒酸钠的作用相比，酶活性总体表现为抑制作用减弱的趋势.可能原因一是硒代蛋氨酸通常以原料的形式参与蛋白的合成(尚庆茂等, 1998)；二是硒代蛋氨酸为土壤微生物生长提供了碳源和能源(Nayak et al., 2007)，使土壤微生物数量增加，导致土壤脲酶、蔗糖酶和中性磷酸酶的活性表现为激活状态；三是可能由于硒代蛋氨酸的挥发量明显高于亚硒酸钠处理，试验中可能有微量的硒代蛋氨酸在微生物的作用下形成挥发性的烷基化合物，进入到大气中，使供给微生物生长的原料减少，所以后期出现激活作用减弱，或抑制作用增强(张扬杨等, 2016).可见，施用与无机硒(亚硒酸钠)相同剂量的有机硒(硒代蛋氨酸)，对土壤微生物数量的影响更大，可以明显提高土壤酶的活性.徐福利等(2004)研究发现，施用有机肥在提高脲酶、蔗糖酶、中性磷酸酶活性方面的效果高于无机肥，本研究结果与之一致.土壤中3种酶活对有机硒(硒代蛋氨酸)与无机硒(亚硒酸钠)的不同反应，一方面可能是由于土壤中不同种类的微生物对不同剂量、不同形态的外源硒的响应有差异，因为不同形态的硒被土壤固定有差异(Fujita et al., 2005)；另一方面可能与不同形态硒的微生物有效性不同有关(雷磊等, 2011).因此，从有机硒与无机硒对土壤酶活性抑制率试验结果可以得出，有机硒对土壤酶活性的影响更大，更有利于促进土壤的物质循环和能量流动.
5 结论(Conclusions)不同种类的土壤酶对不同形态、不同剂量的外源硒的响应不同.低剂量(10 mg·kg-1)无机硒(亚硒酸钠)对土壤脲酶和蔗糖酶活性有先激活后抑制作用，对土壤中性磷酸酶活性有激活作用.而相同剂量有机硒(硒代蛋氨酸)处理时，3种酶均表现出不同程度的激活状态.高剂量(＞30 mg·kg-1)无机硒(亚硒酸钠)处理时，3种酶活性均表现先激活后抑制的动态响应，其中对脲酶影响最大，对蔗糖酶影响次之，对中性磷酸酶影响最小.而施入高剂量(＞30 mg·kg-1)有机硒(硒代蛋氨酸)后，对土壤中脲酶、蔗糖酶的激活作用明显大于无机硒的影响，但对中性磷酸酶的影响不明显.因此，从有机硒(硒代蛋氨酸)与无机硒(亚硒酸钠)对土壤酶活性抑制率试验结果可以得出，有机硒比无机硒更有利于土壤微生物的生长，提高土壤酶活性，促进N、P、C养分在土壤生态系统的循环.用有机硒替代无机硒作为外源硒源，有望成为未来发展方向.
Acosta-Martinez V, Tabatabai M. 2001. Arylamidase activity insoil:effect of trace elements and relationships to soil properties and activities ofamidohydrolases[J]. Soil Biol BIochem, 33: 17–23.
DOI:10.1016/S0038-0717(00)00109-7
|
Antunes Soares F, Farina M, Böettcher A, et al. 2005. Organic and inorganic forms of selenium inhibited differently fish (Rhamdia quelen) and rat (Rattus norvergicus albinus) delta-aminolevulinate dehydratase[J]. Environmental Research, 98(1): 46–54.
DOI:10.1016/j.envres.2004.07.011
|
Bhatia P, Aureli F, D'Amato M, et al. 2013. Selenium bioaccessibility and speciation in biofortified Pleurotus mushrooms grown on selenium-rich agricultural residues[J]. Food Chem, 140(1/2): 225–230.
|
鲍士旦. 2000. 土壤农化分析[M]. 北京: 中国农业出版社: 432–437.
|
崔红标, 田超, 周静. 2011. 纳米羟基磷灰石对重金属污染土壤Cu/Cd形态分布及土壤酶活性影响[J]. 农业环境科学学报, 2011, 30(5): 874–880.
|
樊俊, 王瑞, 胡红青, 等. 2015. 不同价态外源硒对土壤硒形态及酶活性、微生物数量的影响[J]. 水土保持学报, 2015, 29(5): 137–141.
|
范昆, 王开运, 王东, 等. 2006. 1, 3-二氯丙烯对土壤脲酶和蔗糖酶活性的影响[J]. 农药学学报, 2006, 8(2): 139–142.
|
Frankenberger W J, Tabatabai M. 1981. Amidase activity in soil Ⅳ. Effects of trace elements and pesiticides[J]. Soil Science Society of America Journal, 45: 1120–1124.
DOI:10.2136/sssaj1981.03615995004500060021x
|
Fujita M, Ike M, Hashimoto R, et al. 2005. Characterizing kinetic of transport and transformation of selenium in water-sediment microcosm free from selenium contamination using a simple mathematical model[J]. Chemosphere, 58(6): 705–714.
DOI:10.1016/j.chemosphere.2004.09.042
|
关松荫. 1980. 土壤酶与土壤肥力[J]. 土壤通报, 1980, 1(6): 41–44.
|
韩桂琪, 王彬, 徐卫红, 等. 2010. 重金属Cd、Zn、Cu、Pb复合污染对土壤微生物和酶活性的影响[J]. 水土保持学报, 2010, 24(5): 238–242.
|
何文祥, 朱铭莪, 张一平. 2000. 土壤酶与重金属关系的研究现状[J]. 土壤与环境, 2000, 9(2): 139–142.
|
胡秋辉, 陈曦, 方勇, 等. 2014. 富硒米糠蛋白的优化制备及其蛋白营养复配研究[J]. 中国农业科学, 2014, 47(2): 374–382.
DOI:10.3864/j.issn.0578-1752.2014.02.017 |
Hiller F, Oldorff L, Besselt K, et al. 2015. Differential acute effects of selenomethionine and sodium selenite on the severity of colitis[J]. Nutrients, 7(4): 2687–2706.
DOI:10.3390/nu7042687
|
Hoffman D J, Heinz G H, Le Captain L J. 1996. Toxicity and oxidative stress of froms of organic seleum and dietary proteinin mallard ducklings[J]. Archives of Environmental Contamination and Toxicology, 31(1): 120–127.
DOI:10.1007/BF00203916
|
Insam H. 1996. Effect of heavy metal stress on the metabolic guotient of the soil microflora[J]. Soil bIology and Biochemistry, 28(4): 691–694.
|
唧艳, 张立实. 2012. 硒毒性研究进展[J]. 预防医学情报杂志, 2012, 28(3): 216–218.
|
蒋守群. 2005. 有机硒在动物营养上的研究与应用[J]. 饲料工业, 2005, 26(20): 43–45.
DOI:10.3969/j.issn.1001-991X.2005.20.013 |
Kandeler E, Tscherko D, Bruce K D. 2000. Strocture and function of the soil microbial commmunity in microhabitats of a heavy metal polluuted soil[J]. Boil Biology and Biochemistry, 28(4): 691–694.
|
Khanam A, Platel K. 2016. Bioaccessibility of selenium, selenomethionine and selenocysteine from foods and influence of heat processing on the same[J]. Food Chemistry, 194: 1293–1299.
DOI:10.1016/j.foodchem.2015.09.005
|
Lyubenova L, Sabodash X, Schröder P, et al. 2015. Selenium species in the roots and shoots of chickpea plants treated with different concentrations of sodium selenite[J]. Environmental Science and Pollution Research, 22(21): 16978–16986.
DOI:10.1007/s11356-015-4755-5
|
雷磊, 朱建明, 秦海波, 等. 2011. 硒的微生物地球化学研究进展[J]. 地球与环境, 2011(1): 97–104.
|
李志萍, 吴福忠, 杨万琴, 等. 2015. 川西亚高山森林林窗不同时期土壤转化酶和脲酶活性的特征[J]. 生态学报, 2015, 35(12): 3919–3925.
|
林匡飞, 徐小清, 金霞, 等. 2005. 土壤硒污染对土壤酶的生态毒理效应[J]. 中国环境科学, 2005, 25(S1): 94–97.
|
刘雅淑, 孟春凤, 刘延鹏, 等. 2016. 森林土壤磷酸酶活性变化特征及其影响因素[J]. 湖北农业科学, 2016(4): 850–854.
|
Mangiapane E, Pessione A, Psssione E. 2014. Selenium and selenoproteins:An overview on different biological systems[J]. Current Protein and Peptide Science, 15(6): 598–607.
DOI:10.2174/1389203715666140608151134
|
Mikkelsen R, Williams H, Beheljr A. 1994. Nitrogen leaching and plant uptake from controlled-release fertilizers[J]. Fertilizer Research, 37(1): 43–50.
DOI:10.1007/BF00750672
|
马忠明, 王平, 陈娟, 等. 2016. 适量有机肥与氮肥配施方可提高河西绿洲土壤肥力及作物生产效益[J]. 植物营养与肥料学报, 2016, 22(5): 1298–1309.
DOI:10.11674/zwyf.15346 |
聂继云, 匡立学, 李志霞, 等. 2015. 中国主要落叶果树果实硒含量及其膳食暴露评估[J]. 中国农业科学, 2015, 48(15): 3015–3026.
DOI:10.3864/j.issn.0578-1752.2015.15.011 |
Nayak D, Jagadeesh B, Adhya T. 2007. Long-term application of compost influences microbial biomass and enzyme activities in a tropical Aeric Endoaquept planted to rice under flooded condition[J]. Soil Biology & Biochemistry, 39(8): 1897–1906.
|
Nowak J, Kaklewski K, Klodka D. 2002. Influence of various concentrations of selenic acid(Ⅳ) on the activity of soil enzymes[J]. The Science of the Total Environment, 291: 105–110.
DOI:10.1016/S0048-9697(01)01072-5
|
Rich C, Talent L. 2009. Soil ingestion may be an important route for the uptake of contaminants by some reptiles[J]. Environmental Toxicology and Chemistry, 28(2): 311–315.
DOI:10.1897/08-035.1
|
尚庆茂, 李平兰. 1998. 硒在高等植物的生理作用[J]. 植物生理学通讯, 1998, 34(4): 284–288.
|
申荣艳, 郑正, 骆永明, 等. 2010. 城市污泥施入对不同类型土壤磷酸酶活性的影响[J]. 安徽农业科学, 2010, 38(26): 14406–14408, 14411.
DOI:10.3969/j.issn.0517-6611.2010.26.086 |
Tolu J, Thiry Y, Bueno M, et al. 2014. Distribution and speciation of ambient selenium in contrasted soils, from mineral to organic rich[J]. Science of the Total Environment, 5: 479–480.
|
Vinceti M, Crespi C, Malagoli C, et al. 2013. Friend or foe? The current epidemiologic evidence on selenium and human cancer risk[J]. Journal of Environmental Science and Health, Part C, 31(4): 305–341.
DOI:10.1080/10590501.2013.844757
|
Wang Y, Wang H, Zhan X. 2016. Effects of different dl-selenomethionine and sodium selenite levels on growth performance, immune functions and serum thyroid hormones concentrations in broilers[J]. Journal of Animal Physiology and Animal Nutrition, 100(3): 431–439.
DOI:10.1111/jpn.2016.100.issue-3
|
王才武, 郑亚萍, 梁晓艳, 等. 2013. 施肥对旱地花生主要土壤肥力指标及产量的影响[J]. 生态学报, 2013, 33(4): 1300–1307.
|
王冬梅, 王春枝, 韩晓日, 等. 2006. 长期施肥对棕壤主要酶活性的影响[J]. 土壤通报, 2006, 37(2): 263–267.
|
王艳. 2014. 不同有机物料对有机磷农药污染土壤酶活性及土壤微生物量的影响[J]. 生态环境学报, 2014, 23(7): 1205–1209.
|
吴小虎, 徐军, 董丰收, 等. 2015. 5种除草剂对土壤蔗糖酶和脲酶活性的影响[J]. 农药学学报, 2015, 17(2): 179–184.
|
吴雄平, 武体侠, 付冬冬, 等. 2010. 外源硒(Se4+和Se6+)污染对土壤酶活性的影响[J]. 农业环境科学学报, 2010, 29(8): 1526–1533.
|
徐福利, 梁银丽, 张成娥, 等. 2004. 施肥对日光温室黄瓜生长和土壤生物学特性的影响[J]. 应用生态学报, 2004, 15(7): 1227–1230.
|
杨春璐, 孙铁珩, 和文祥, 等. 2007. 汞对土壤酶活性的影响[J]. 中国环境科学, 2007, 21(3): 895–898.
|
杨培慧, 周志军, 冯德雄. 2004. 硒代蛋氨酸的电化学行为及其定量分析[J]. 分析科学学报, 2004, 20(1): 19–22.
|
于寿娜, 廖敏, 黄昌勇. 2008. 镉、汞复合污染对土壤脲酶和酸性磷酸酶活性的影响[J]. 应用生态学报, 2008, 19(8): 1841–1847.
|
袁传卫, 姜兴印, 殷万元, 等. 2015. 吡唑醚菌酯对土壤微生物呼吸作用及土壤酶活性的影响[J]. 农业环境科学学报, 2015, 34(5): 897–903.
DOI:10.11654/jaes.2015.05.012 |
Zhang M, Cheng G, Feng H, et al. 2017. Effects of straw and biochar amendments on aggregate stability, soil organic carbon, and enzyme activities in the Loess Plateau, China[J]. Environmental Science and Pollution Research, 24(11): 10108–10120.
DOI:10.1007/s11356-017-8505-8
|
张静, 杨江舟, 胡伟, 等. 2012. 生物有机肥对大豆红冠腐病及土壤酶活性的影响[J]. 农业环境科学学报, 2012, 31(3): 548–554.
|
张钧, 可欣, 张广才, 等. 2012. 乙草胺对土壤脲酶动力学特征的影响[J]. 植物营养与肥料学报, 2012, 18(4): 915–921.
|
张扬杨, 焦自高, 艾希珍, 等. 2016. 土壤增施蛋氨酸硒对厚皮甜瓜生理特性和品质的影响[J]. 植物营养与肥料学报, 2016, 2(22): 476–485.
|
郑景瑶, 王百慧, 岳中辉, 等. 2013. 氟磺胺草醚对黑土微生物数量及酶活性的影响[J]. 植物保护学报, 2013, 40(5): 468–472.
|
周世萍, 段昌群, 韩清辉, 等. 2005. 毒死蜱对土壤蔗糖酶活性的影响[J]. 生态环境, 2005, 14(5): 672–674.
|