外源洛克沙胂對(duì)水生態(tài)系統(tǒng)砷蓄積及底泥微生物生長(zhǎng)的影響

王素芬，寧建鳳，崔理華，許巧玲，李國(guó)婉

1. 華南農(nóng)業(yè)大學(xué)資源與環(huán)境學(xué)院，廣州510642 2. 河南科技學(xué)院資源與環(huán)境學(xué)院，新鄉(xiāng) 453003 3. 廣東省農(nóng)業(yè)科學(xué)院農(nóng)業(yè)資源與環(huán)境研究所，廣州 510640

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外源洛克沙胂對(duì)水生態(tài)系統(tǒng)砷蓄積及底泥微生物生長(zhǎng)的影響

王素芬1,2，寧建鳳1,3，崔理華1,*，許巧玲1，李國(guó)婉1

1. 華南農(nóng)業(yè)大學(xué)資源與環(huán)境學(xué)院，廣州510642 2. 河南科技學(xué)院資源與環(huán)境學(xué)院，新鄉(xiāng) 453003 3. 廣東省農(nóng)業(yè)科學(xué)院農(nóng)業(yè)資源與環(huán)境研究所，廣州 510640

為探明洛克沙胂(ROX)對(duì)水生態(tài)系統(tǒng)的毒性效應(yīng)，采用模擬水生態(tài)系統(tǒng)，研究了外源添加不同濃度洛克沙胂(0、10、20、40、80和160 mg·L-1)對(duì)水生態(tài)系統(tǒng)砷含量及底泥微生物生長(zhǎng)的影響。結(jié)果表明，水體及底泥砷含量隨外源ROX用量增加而增加，但隨暴露時(shí)間延長(zhǎng)水體砷含量降低的同時(shí)底泥砷含量逐漸增加。金魚藻和鯽魚體內(nèi)均出現(xiàn)明顯砷蓄積現(xiàn)象，且160 mg·L-1ROX處理的水生態(tài)系統(tǒng)鯽魚毒害效應(yīng)明顯，暴露1 d的死亡率為100%。金魚藻對(duì)砷具有較強(qiáng)的富集能力，暴露32 d后砷富集量達(dá)398.1～1 538.91 mg·kg-1。不同濃度ROX對(duì)底泥真菌、細(xì)菌和反硝化細(xì)菌生長(zhǎng)均具有不同程度的抑制效應(yīng)，而對(duì)放線菌和氨化細(xì)菌生長(zhǎng)具有一定的促進(jìn)作用，且低濃度ROX (10 mg·L-1)對(duì)放線菌生長(zhǎng)的促進(jìn)作用明顯?？傮w上，外源ROX進(jìn)入水生態(tài)系統(tǒng)導(dǎo)致水體砷污染的同時(shí)在生物及非生物媒介中再次遷移、分配和蓄積，進(jìn)而對(duì)鯽魚及部分底泥微生物生長(zhǎng)產(chǎn)生毒害。

洛克沙胂；水生態(tài)系統(tǒng)；生物富集；微生物

洛克沙胂(Roxarsone，ROX)，即3-硝基-4羥基苯胂酸(C6H6O6AsN)，是一種有機(jī)砷制劑，因其具有抑菌、促生長(zhǎng)及提高飼料轉(zhuǎn)化率等功效而被廣泛用于畜禽養(yǎng)殖業(yè)生產(chǎn)[1]。美國(guó)食品和藥物管理局(FDA)最早于1964年允許用于雞的飼料，在1983年被批準(zhǔn)作為豬、雞的促生長(zhǎng)劑。我國(guó)農(nóng)業(yè)部于1996年批準(zhǔn)了該藥的使用。諸多研究[2-4]表明，ROX進(jìn)入動(dòng)物體內(nèi)后僅有少量被腸道吸收，而80%～90%以原藥形態(tài)經(jīng)糞便和尿液排出體外。據(jù)報(bào)道，美國(guó)畜禽養(yǎng)殖業(yè)每年洛克沙胂用量為20～50 t[5]。在我國(guó)，2004年有機(jī)砷飼料添加劑的使用總量為2×107kg左右，若按含砷30%計(jì)算，則進(jìn)入養(yǎng)殖場(chǎng)周圍環(huán)境的砷大約為6×106kg[6]。曾婧[7]對(duì)7省區(qū)共43個(gè)養(yǎng)殖場(chǎng)周邊土壤環(huán)境質(zhì)量調(diào)查結(jié)果顯示，土壤砷含量為12.7～56 mg·kg-1。進(jìn)入環(huán)境中的洛克沙胂，在生物化學(xué)作用下轉(zhuǎn)化為芳香類有機(jī)胂及不同形態(tài)無(wú)機(jī)砷，而無(wú)機(jī)砷的毒性效應(yīng)要明顯高于有機(jī)胂[8-10]。

畜禽養(yǎng)殖業(yè)中砷制劑引起的環(huán)境污染問(wèn)題，已引起國(guó)內(nèi)外的高度關(guān)注。目前，國(guó)內(nèi)外針對(duì)ROX的研究主要集中于其土壤環(huán)境行為及生態(tài)毒理學(xué)效應(yīng)方面[1,11]。王志強(qiáng)等[12]針對(duì)鯽魚的研究顯示，鯽魚暴露于0.5～2 mg·L-1洛克沙胂72 h可引起鯽魚腎細(xì)胞明顯的DNA損傷，并呈現(xiàn)一定劑量-效應(yīng)關(guān)系。張雨梅等[13-14]、陳冬梅[15]系統(tǒng)研究報(bào)道了洛克沙胂在土壤中的降解、轉(zhuǎn)化及其對(duì)土壤酶活性及微生物活性等的影響，評(píng)價(jià)了ROX的環(huán)境污染風(fēng)險(xiǎn)。目前，國(guó)內(nèi)外鮮有針對(duì)水生態(tài)系統(tǒng)中ROX在不同介質(zhì)中的分配特征及其對(duì)底泥微生物活性影響研究和報(bào)道。

本文采用水生微宇宙模擬水生生態(tài)系統(tǒng)的試驗(yàn)方法，研究添加外源ROX條件下，水生態(tài)系統(tǒng)底泥砷含量及微生物活性變化特征，明確砷在鯽魚、金魚藻及水體和底泥各媒介中的蓄積及其毒性效應(yīng)，以期為水生態(tài)系統(tǒng)ROX污染風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)提供理論依據(jù)。

1 材料與方法(Materials and methods)

1.1 供試材料

供試洛克沙胂含As 28.5%(廣州市惠華動(dòng)物保健品公司)。供試底泥采自華南農(nóng)業(yè)大學(xué)校園池塘，采用多點(diǎn)采樣法，每個(gè)樣點(diǎn)采集底泥1 kg。風(fēng)干后將多個(gè)樣點(diǎn)的底泥樣品混合、粉碎、過(guò)2 mm篩，備用。底泥基本理化性質(zhì)為：pH，4.69；總砷，1.41 mg·kg-1；有機(jī)質(zhì)，42.3 g·kg-1；全氮 2.78 g·kg-1；全磷，0.42 g·kg-1。

1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

試驗(yàn)在華南農(nóng)業(yè)大學(xué)玻璃溫室內(nèi)進(jìn)行。采用玻璃水族箱模擬水生態(tài)系統(tǒng)，水族箱容積為65 L (0.6 m×0.3 m×0.4 m)。試驗(yàn)開始前，于水族箱底部均勻鋪上約 5 cm厚的底泥(重量7 kg)，然后緩慢加入50 L自來(lái)水，待水體穩(wěn)定7 d后，加入適量的KNO3、NaH2PO4和NaHCO3，使水體全氮和全磷濃度分別為1 mg·L-1和 0.1 mg·L-1，達(dá)到中富營(yíng)養(yǎng)水平。模擬水生態(tài)系統(tǒng)在自然光照件下穩(wěn)定30 d后，向每個(gè)水族箱放入40 g金魚藻及20尾個(gè)體均一的鯽魚(每尾60±2 g)，再次平衡7 d后，加入不同用量的ROX，使水生態(tài)系統(tǒng)初始ROX濃度分別達(dá)到10、20、40、80和160 mg·L-1，以不加ROX的處理為對(duì)照。試驗(yàn)共設(shè)6個(gè)處理，每處理三個(gè)水族箱，即三次重復(fù)。試驗(yàn)期間，水溫23±2 ℃，每隔3天用自來(lái)水補(bǔ)充蒸發(fā)失水。分別于ROX加入水體后的0、2、4、8、16和32 d動(dòng)態(tài)采集底泥樣品；于0、2、4、8、16和21 d采集鯽魚樣品，前5次采樣中每次采集3尾鯽魚用于分析，第6次采集全部剩余5條鯽魚；于第32天采集所有金魚藻樣品，測(cè)定各項(xiàng)指標(biāo)。

1.3 分析測(cè)定指標(biāo)及方法

水樣、底泥、金魚藻和鯽魚樣品中總砷含量均采用二乙基二硫代氨基甲酸銀比色法[16](最低檢出濃度0.007 mg·L-1，測(cè)定上限濃度0.05 mg·L-1)進(jìn)行測(cè)定。鯽魚以整個(gè)魚體為樣品測(cè)定總砷含量。底泥細(xì)菌、放線菌、真菌、氨化細(xì)菌及反硝化細(xì)菌數(shù)量測(cè)定均采用《污染控制微生物學(xué)實(shí)驗(yàn)》[17]中相關(guān)方法。其中，細(xì)菌總數(shù)測(cè)定采用平板傾注混合法(牛肉膏蛋白胨瓊脂培養(yǎng)基)，放線菌總數(shù)測(cè)定采用平板計(jì)數(shù)法(高氏一號(hào)培養(yǎng)基)，真菌總數(shù)測(cè)定采用平板計(jì)數(shù)法(查氏培養(yǎng)基)，氨化細(xì)菌總數(shù)測(cè)定采用酒石酸鉀鈉硝酸鹽培養(yǎng)基MPN法測(cè)定，反硝化細(xì)菌總數(shù)測(cè)定采用MPN法(酒石酸鉀鈉硝酸鹽培養(yǎng)基)。

1.4 數(shù)據(jù)分析

采用excel 2010和SAS10.1軟件對(duì)數(shù)據(jù)進(jìn)行方差分析。

2 結(jié)果與分析(Results and analysis)

2.1 水體和底泥砷含量動(dòng)態(tài)變化

外源ROX進(jìn)入水生態(tài)系統(tǒng)后水體砷變化動(dòng)態(tài)如表1所示。對(duì)照處理未檢出砷，ROX處理的水體砷含量隨ROX用量增加而顯著增加。其中，160 mg·L-1ROX處理的水體砷含量達(dá)到80.2～116.5 mg·L-1。隨培養(yǎng)時(shí)間延長(zhǎng)，水體砷含量總體呈降低變化。第32天，各ROX處理的砷濃度較相應(yīng)0 d的降幅為31.2%～62.4%。水體中砷濃度的降低除揮發(fā)損失外，可能與其向其他介質(zhì)中轉(zhuǎn)移、分配有關(guān)。

底泥總砷含量隨ROX用量增加而顯著增加(表1)。其中，160 mg·L-1ROX處理的底泥總砷含量是對(duì)照處理的40.1～110.0倍。隨暴露時(shí)間延長(zhǎng)，不同用量ROX處理的底泥總砷含量呈增加趨勢(shì)。20～160 mg·L-1ROX處理下，試驗(yàn)?zāi)┢?第32天)砷含量較初始含量(第1天)增幅為7.9%～94.0%。對(duì)照和10 mg·L-1ROX處理的底泥砷含量變化較小。底泥砷含量變化結(jié)果表明，添加的外源ROX從水體向底泥進(jìn)行轉(zhuǎn)移和分配。

2.2 鯽魚和金魚藻砷含量動(dòng)態(tài)變化

對(duì)照處理鯽魚體內(nèi)未檢出砷(圖1 A)，不同濃度ROX處理的水體中鯽魚體內(nèi)均出現(xiàn)明顯的砷蓄積現(xiàn)象。試驗(yàn)初始(0 d)，10～80 mg·L-1ROX處理的鯽魚體內(nèi)砷含量在0.37～0.97 mg·kg-1，而160 mg·L-1ROX處理下鯽魚砷含量高達(dá)11.36 mg·L-1，且此處理的鯽魚均于試驗(yàn)第1天全部死亡。隨暴露時(shí)間延長(zhǎng)，10～80 mg·L-1ROX處理的水生態(tài)系統(tǒng)中鯽魚體內(nèi)砷含量明顯增加，并在試驗(yàn)第21天，鯽魚均出現(xiàn)不同程度的毒性反應(yīng)，部分處理出現(xiàn)死魚現(xiàn)象。基于各處理間分析比較需要，于21 d對(duì)所有處理鯽魚全部進(jìn)行收集與分析。試驗(yàn)結(jié)果說(shuō)明，水生態(tài)系統(tǒng)添加的外源ROX從水體向鯽魚體內(nèi)發(fā)生了轉(zhuǎn)移和分配，并最終導(dǎo)致鯽魚出現(xiàn)砷中毒現(xiàn)象。

表1 水體和底泥總砷含量動(dòng)態(tài)變化

注：ND表示未檢出。同列數(shù)字后不同小寫字母代表差異顯著性達(dá)5%水平，下同。 Note: ND represents no detection. Small letters in the same column represent significant difference among treatments (P<0.05). The same is as below.

圖1 鯽魚(A)和金魚藻(B)總砷含量變化Fig. 1 Changes of total arsenic content in sharksuckers (A) and hornwort (B)

基于水生態(tài)系統(tǒng)生態(tài)平衡及鯽魚生長(zhǎng)需要，僅于試驗(yàn)?zāi)┢谶M(jìn)行金魚藻采集與砷累積量的分析，結(jié)果如圖1 B所示。對(duì)照處理的金魚藻累積的砷含量較低，為1.71 mg·kg-1。外加不同濃度ROX顯著增加金魚藻砷累積量，且隨ROX添加量增加而顯著升高。其中，10 mg·L-1ROX 處理下金魚藻砷含量為398.1 mg·kg-1，160 mg·L-1ROX處理的金魚藻砷含量高達(dá)1 538.91 mg·kg-1，是10 mg L-1處理的900倍。整個(gè)試驗(yàn)期間，不同濃度的ROX處理下，金魚藻未表現(xiàn)出明顯的毒性癥狀，說(shuō)明金魚藻具有較強(qiáng)的砷耐受能力。

2.3 ROX對(duì)底泥微生物的影響

試驗(yàn)期間水生態(tài)系統(tǒng)底泥真菌數(shù)量變化如圖2 A。各處理底泥真菌數(shù)量隨暴露時(shí)間延長(zhǎng)總體呈下降趨勢(shì)。第32天，各處理底泥真菌數(shù)量在0.02×104～0.27×104間，相比試驗(yàn)初期降幅在83.7%～99.7%之間，說(shuō)明在厭氧環(huán)境下，底泥中真菌的生長(zhǎng)受到顯著抑制。與對(duì)照相比，ROX處理的底泥真菌含量隨ROX濃度增加而明顯降低，說(shuō)明ROX對(duì)底泥真菌生長(zhǎng)具有抑制作用，且存在濃度和時(shí)間效應(yīng)。

底泥細(xì)菌含量動(dòng)態(tài)變化如圖2 B所示。對(duì)照和10 mg·L-1ROX處理的底泥細(xì)菌數(shù)量在培養(yǎng)的第2天出現(xiàn)顯著增加，說(shuō)明短時(shí)間內(nèi)底泥細(xì)菌對(duì)厭氧環(huán)境及低濃度ROX具有積極響應(yīng)。隨著暴露時(shí)間延長(zhǎng)，不同ROX處理下底泥細(xì)菌數(shù)量明顯降低，培養(yǎng)末期細(xì)菌數(shù)量較起始階段降低88.6%～97.7%?？傮w上，長(zhǎng)時(shí)間暴露后，ROX對(duì)底泥細(xì)菌生長(zhǎng)具有較強(qiáng)的抑制作用。

底泥放線菌分析結(jié)果(圖2 C)顯示，培養(yǎng)期間，低濃度ROX(10 mg·L-1)處理的底泥放線菌數(shù)量為44.97×104～988.77×104，明顯高于對(duì)照處理(8.16 ×104～202.95×104)，說(shuō)明適宜的ROX濃度對(duì)放線菌的生長(zhǎng)具有一定的促進(jìn)作用。其他ROX處理的底泥放線菌數(shù)量在培養(yǎng)第4 d均大幅降低，培養(yǎng)第8天，放線菌數(shù)量又出現(xiàn)明顯增加，之后至培養(yǎng)結(jié)束總體呈降低變化。這一現(xiàn)象說(shuō)明，隨ROX濃度升高，其對(duì)底泥放線菌生長(zhǎng)的促進(jìn)效應(yīng)具有階段性。

底泥中兩種氮轉(zhuǎn)化微生物分析結(jié)果如圖2 D和E所示。ROX處理的底泥反硝化細(xì)菌數(shù)量(圖2D)隨暴露時(shí)間延長(zhǎng)總體呈降低趨勢(shì)，培養(yǎng)第32天反硝化細(xì)菌數(shù)量在0.28×104～22.1×104間，較初始階段降低64.2%～98.3%，而不加ROX的對(duì)照處理在培養(yǎng)末期底泥反硝化細(xì)菌數(shù)量顯著增加1 168倍。試驗(yàn)結(jié)果說(shuō)明，反硝化細(xì)菌作為一種兼厭氧性微生物，在底泥這種厭氧環(huán)境下，其生長(zhǎng)被促進(jìn)，而添加外源ROX顯著抑制了反硝化細(xì)菌的生長(zhǎng)。

底泥氨化細(xì)菌的分析結(jié)果(圖2 E)顯示，試驗(yàn)起始，高量ROX(80和160 mg·L-1) 處理的底泥氨化細(xì)菌數(shù)量明顯較高，均達(dá)到600×104，高于其他處理9倍之多。其他濃度的ROX處理下，底泥氨化細(xì)菌數(shù)量在培養(yǎng)的第8天均出現(xiàn)明顯增加，其中40 mg·L-1ROX處理的底泥氨化細(xì)菌達(dá)517.5×104，之后明顯降低。試驗(yàn)結(jié)果說(shuō)明，底泥氨化細(xì)菌受ROX濃度影響較大，高濃度ROX在試驗(yàn)初期可顯著促進(jìn)氨化細(xì)菌生長(zhǎng)，而10～40 mg·L-1ROX對(duì)氨化細(xì)菌生長(zhǎng)的促進(jìn)效應(yīng)出現(xiàn)在第8天。

圖2 底泥微生物(A, 真菌; B, 細(xì)菌; C, 放線菌; D, 反硝化細(xì)菌; E, 氨化細(xì)菌)數(shù)量變化Fig. 2 Changes of population in fungus (A), bacteria (B) actinomycete (C), denitrifyingbacteria (D) and ammonifiers bacteria (E) in the sediment

3 討論(Discussion)

3.1 水生態(tài)系統(tǒng)中砷的分配特征

研究顯示，洛克沙胂作為一種環(huán)境污染物對(duì)水生態(tài)系統(tǒng)具有毒性效應(yīng)[12,18]。本文中，外源ROX進(jìn)入水體明顯增加水體砷含量，但隨時(shí)間推移，水體砷濃度雖逐漸降低(表1)，并不能說(shuō)明水生態(tài)系統(tǒng)砷污染及其毒性效應(yīng)隨之降低。針對(duì)水體生物及非生物介質(zhì)砷含量的分析表明，底泥(表1)、鯽魚和金魚藻(圖1)砷含量隨ROX暴露時(shí)間及其濃度增加均呈明顯增加趨勢(shì)，說(shuō)明水體砷向其他生物及非生物媒介中進(jìn)行了轉(zhuǎn)移和分配，并表現(xiàn)出明顯的劑量-時(shí)間效應(yīng)特征。ROX的生態(tài)毒性可從高濃度ROX(160 mg·L-1)處理下鯽魚的快速死亡現(xiàn)象得到驗(yàn)證。ROX主要通過(guò)抑制鯽魚肝臟、腎及鰓細(xì)胞的Na+-K+-ATP酶活性并導(dǎo)致腎DNA損傷等對(duì)鯽魚產(chǎn)生毒性效應(yīng)[19]。薛培英[20]研究表明，金魚藻地上部具有較強(qiáng)的As富集能力，在10 μmol·L-1As溶液中暴露4 d后，砷富集量>1000 mg·kg-1。本文中，金魚藻在10～160 mg·L-1ROX溶液中暴露32 d后，As累積量達(dá)到398.1～1538.9 mg·kg-1，但并無(wú)明顯的毒害癥狀，說(shuō)明金魚藻對(duì)砷具有一定的耐性，可作為砷污染水體凈化植物。

水體底泥是外源ROX的重要蓄積庫(kù)，ROX進(jìn)入底泥后主要以物理吸附為主[13]。本試驗(yàn)中，水生態(tài)系統(tǒng)底泥砷含量隨外源ROX濃度增加及培養(yǎng)時(shí)間延長(zhǎng)逐步增加(表1)，說(shuō)明底泥蓄積了一定量的砷。研究顯示，ROX在底泥土壤中的降解是微生物主導(dǎo)的生物降解過(guò)程[21]。針對(duì)農(nóng)田溝渠底泥中ROX及其代謝物的研究表明[22]，在底泥的厭氧環(huán)境下，細(xì)菌可促進(jìn)ROX主要的無(wú)機(jī)代謝物之一—As(V)還原為另一種代謝物—As(Ⅲ)，并使As(V)甲基化形成二甲基砷[23]。通常，ROX原形毒性較低，而轉(zhuǎn)化為無(wú)機(jī)砷的ROX代謝產(chǎn)物毒性較強(qiáng)[24]。本文中，水體底泥的厭氧環(huán)境導(dǎo)致其蓄積的ROX可能發(fā)生一系列的生物、化學(xué)轉(zhuǎn)化和降解，生成毒性更強(qiáng)的無(wú)機(jī)砷，從而對(duì)水生生物如鯽魚等造成毒害效應(yīng)。

3.2 ROX對(duì)底泥微生物的影響

ROX作為一種有機(jī)胂制劑具有較強(qiáng)的殺菌性，對(duì)環(huán)境中微生物生長(zhǎng)、繁殖產(chǎn)生抑制效應(yīng)[25]。張帆等[4]研究顯示，洛克沙胂可導(dǎo)致土壤微生物群落結(jié)構(gòu)多樣性及其碳代謝能力改變，且暴露濃度越高其作用越強(qiáng)[4,26]。土壤中ROX降解產(chǎn)物As(V)與細(xì)菌Shannon-Weiner指數(shù)存在一定的負(fù)相關(guān)關(guān)系，而另一降解產(chǎn)物As(Ⅲ)與細(xì)菌Shannon-Weiner指數(shù)無(wú)明顯的相關(guān)性[27]。本文中，不同ROX處理下底泥真菌、細(xì)菌和反硝化細(xì)菌數(shù)量隨培養(yǎng)時(shí)間延長(zhǎng)總體呈降低趨勢(shì)(圖2)，說(shuō)明ROX及其降解產(chǎn)物對(duì)底泥微生物生長(zhǎng)產(chǎn)生了不同程度的抑制作用。張雨梅等[14]研究表明，施用80～150 mg·kg-1ROX對(duì)土壤硝化和氨化作用均產(chǎn)生極顯著抑制作用。土壤硝化作用的抑制，導(dǎo)致反硝化細(xì)菌的作用底物—硝態(tài)氮生成量降低，一定程度上影響反硝化細(xì)菌的繁殖，與本文研究結(jié)果類似。氨化細(xì)菌作為參與土壤氨化作用的主要生理菌群，其數(shù)量在培養(yǎng)的第8天出現(xiàn)明顯增加變化(圖2)，與目前已有研究結(jié)果有所差異。不同ROX處理的底泥放線菌數(shù)量出現(xiàn)與氨化細(xì)菌相似的變化(圖2)。已有研究表明，低濃度砷對(duì)土壤大多數(shù)微生物的生長(zhǎng)具有刺激作用，一些異化的原核生物以還原的砷作為生長(zhǎng)代謝的營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)[28]。本文中可觀察到底泥放線菌在低濃度ROX(10 mg·L-1)處理下其生長(zhǎng)受到促進(jìn)，而培養(yǎng)第8天時(shí)放線菌和氨化細(xì)菌數(shù)量增加(圖2)，究竟與哪一種ROX的代謝物作用有關(guān)，尚有待進(jìn)一步的研究和探索。

試驗(yàn)結(jié)果表明，外源洛克沙胂進(jìn)入水生態(tài)系統(tǒng)后，從水體向底泥及生物體如鯽魚和金魚藻發(fā)生了遷移和分配，且表現(xiàn)出時(shí)間-劑量依賴效應(yīng)。鯽魚暴露在160 mg·L-1ROX水體中1 d全部死亡，在10～80 mg·L-1ROX的水體暴露21 d也出現(xiàn)不同程度的死亡現(xiàn)象。金魚藻具有較強(qiáng)的耐砷能力，在10～160 mg·L-1ROX水體暴露32 d，其砷累積量達(dá)398.1～1538.91 mg·kg-1，且表觀上無(wú)明顯的毒害癥狀，可作為砷污染水體凈化植物。水生態(tài)系統(tǒng)中底泥對(duì)水體中ROX的蓄積導(dǎo)致底泥真菌、細(xì)菌和反硝化細(xì)菌生長(zhǎng)受到不同程度抑制，而ROX對(duì)底泥放線菌和氨化細(xì)菌的生長(zhǎng)具有一定的促進(jìn)作用。對(duì)ROX在水生態(tài)系統(tǒng)毒性作用機(jī)理的全面了解，尚需開展進(jìn)一步的研究和探索。

[1] Yao L X, Li G L, Dang Z, et al. Phytoavailability of roxarsone and its metabolites for turnip as affected by soil pH [J]. Geoderma, 2009, 154: 48-51

[2] Morrison J L. Distribution of arsenic from poultry litter in broiler chickens, soil and crops [J]. Journal of Agricultural and Food Chemistry, 1969, 17: 1288-1290

[3] Moore P A, Daniel J T C, Gilmour J T, et al. Decreasing metal runoff from poultry litter with aluminum sulfate [J]. Journal of Environmental Quality, 1998, 27: 92-99

[4] 張帆, 白玲, 郭瑞子, 等. 洛克沙胂暴露脅迫對(duì)土壤微生物群落結(jié)構(gòu)特征的影響[J]. 生態(tài)毒理學(xué)報(bào), 2014, 9(3): 475-482

Zhang F, Bai L, Guo R Z, et al. Effects of roxarsone residue on the microbial community structure in soil [J]. Asian Journal of Ecotoxicology, 2014, 9(3): 475-482 (in Chinese)

[5] Christen K. The arsenic threat worsens [J]. Environmental Science & Technology, 2001, 35(13): 268A-291A

[6] 孫嘉興. 洛克沙胂在土壤中的化學(xué)行為及其生物響應(yīng)[D]. 沈陽(yáng): 沈陽(yáng)農(nóng)業(yè)大學(xué), 2012:12

Sun J X. Chemical behavior of roxarsone and its biological response in soil [D]. Shenyang: Shenyang Agricultural University, 2012: 12 (in Chinese)

[7] 曾婧. 我國(guó)部分豬場(chǎng)砷污染調(diào)查及阿散酸在豬雞飼后的排泄規(guī)律研究[D]. 廣州：華南農(nóng)業(yè)大學(xué), 2010

Zeng J. Investigation of arsenic pollution in part of pig farms in China and the study of arsanilic acid excretion by pig and chicken after feeding [D]. Guangzhou: South China Agricultural University, 2010 (in Chinese)

[8] Bednar A J, Garbarino J R, Ferrer I, et al. Photodegradation of roxarsone in poultry litter leachates [J]. The Science of Total Environment, 2003, 302: 237-245

[9] Garbarino A J, Bednar, J R, Rutherford D W, et al. Environmental fate of roxarsone in poultry litter [J]. I. Environmental Science and Technology, 2003, 37: 1509-1514

[10] Makris K C, Quazi S, Punamiya P, et al. Fate of arsenic in swine waste from concentrated animal feeding operations [J]. Journal of Environmental Quality, 2008, 37: 1626 1633

[11] Zhang Y, Ying J, Chen J, et al. Assessing the genotoxic potentials of roxarsone in V79 cells using the alkaline comet assay and micronucleus test [J]. Mutation Research, 2012, 741: 65-69

[12] 王志強(qiáng), 李浩, 張斌. 洛克沙胂對(duì)鯽魚兩種生態(tài)毒理學(xué)指標(biāo)的影響[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué), 2009, 28(7): 1374-1378

Wang Z Q, Li H, Zhang B. Effects of Roxarsone on Na+-K+-ATPase Activity and DNA Damage in Carassius auratus [J]. Journal of Agro-Environment Science, 2009, 28(7): 1374-1378 (in Chinese)

[13] 張雨梅, 陳冬梅, 陳軍, 等. 洛克沙胂在土壤中的吸附特性[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2007, 26(6): 2075-2079

Zhang Y M, Chen D M, Chen J, et al. The sorption characteristics of roxarsone in soils [J]. Journal of Agro-Environment Science, 2007, 26(6): 2075-2079 (in Chinese)

[14] 張雨梅, 朱愛華, 陳冬梅, 等. 洛克沙胂殘留對(duì)土壤微生物活性的影響[J]. 江蘇農(nóng)業(yè)科學(xué), 2007, (6): 312-315

Zhang Y M, Zhu A H, Chen D M, et al. Effects of roxarsone residue on microorganism activities of soil [J]. Jiangsu Agricultural Sciences, 2007, (6): 312-315 (in Chinese)

[15] 陳冬梅. 洛克沙胂殘留對(duì)土壤的生態(tài)毒性研究[D]. 揚(yáng)州: 揚(yáng)州大學(xué), 2007

Chen D M. Study of eco-toxicity of roxarsone residue in soil [D]. Yangzhou: Yangzhou University, 2007 (in Chinese)

[16] 劉鳳枝. 農(nóng)業(yè)環(huán)境監(jiān)測(cè)實(shí)用手冊(cè)[M]. 北京: 中國(guó)標(biāo)準(zhǔn)出版社, 2001

[17] 馬放. 污染控制微生物學(xué)實(shí)驗(yàn)[M]. 哈爾濱: 哈爾濱工業(yè)大學(xué)出版社, 2002

[18] 王付民, 張璐, 陳杖榴, 等. 有機(jī)胂添加劑對(duì)蛋白核小球藻及大型蚤的急性毒性研究[J]. 華南農(nóng)業(yè)大學(xué)學(xué)報(bào), 2007, 28(2): 103-106

Wang F M, Zhang L, Chen Z L, et al. Studies on acute toxicity of organoarsenics to Chlorella pyrenoidosa and Deaphnia magna [J]. Journal of South China Agricultural University, 2007, 28(2): 103-106 (in Chinese)

[19] 李浩. 洛克沙胂對(duì)鯽魚生態(tài)毒理學(xué)指標(biāo)的影響[D]. 揚(yáng)州: 揚(yáng)州大學(xué), 2008

Li H. Effect of roxarsone on eco-toxicology target of sharksucker [D]. Yangzhou: Yangzhou University, 2008 (in Chinese)

[20] 薛培英. 沉水植物對(duì)銅、砷的吸收和運(yùn)輸機(jī)制的研究[D]. 北京: 中國(guó)科學(xué)院研究生院, 2011

Xue P Y. Study of copper and arsenic absorption and transportation mechanisms in submerged plant [D]. Beijing: Graduate University of Chinese Academy of Sciences, 2011 (in Chinese)

[21] 馬一冬. 洛克沙胂在土壤中降解的初步研究[D]. 揚(yáng)州: 揚(yáng)州大學(xué), 2009

Ma Y D. Preliminary investigation of roxarsone degradation in soil [D]. Yangzhou: Yangzhou University, 2009 (in Chinese)

[22] 李銀生, 曾振靈, 陳杖榴, 等. 洛克沙砷的作用、毒性及環(huán)境行為[J]. 上海畜牧獸醫(yī)通訊, 2003, 1: 10-12

Li Y S, Zeng Z L, Chen Z L, et al. The function, toxicity and environmental behaviour of roxarsone [J]. Shanghai Journal of Animal Husbandry and Veterinary Medicine, 2003, 1: 10-12 (in Chinese)

[23] Gao S，Burau R G. Environmental factors affecting rates of arsine evolution from and mineralization of arsenicals in soil [J]. Journal of Environmental Quality, l997, 26: 753-763

[24] Liang T, Ke Z, Chen Q, et al. Degradation of roxarsone in a silt loam soil and its toxicity assessment [J]. Chemosphere, 2014, 112: 128-133

[25] Jiang Z, Li P, Wang Y H, et al. Effects of roxarsone on the functional diversity of soil microbial community [J]. International Biodeterioration & Biodegradation, 2013(1): 32-35

[26] 張草, 白玲, 郭瑞子, 等．洛克沙胂暴露對(duì)土壤微生物碳代謝功能多樣性的影響[J]. 華南農(nóng)業(yè)大學(xué)學(xué)報(bào), 2014, 35(5): 8-13

Zhang C, Bai L, Guo R Z, et al. Effect of roxarsone exposure on effects of roxarsone expo to carbon-source metabolic capacity and functional diversity of soil microbial communities [J]. Journal of South China Agricultural University, 2014, 35(5): 8-13 (in Chinese)

[27] 李夏, 霍志明, 黃連喜, 等. 土壤細(xì)菌群落多樣性對(duì)雞糞中洛克沙胂代謝物的響應(yīng)[J]. 廣東農(nóng)業(yè)科學(xué), 2014,(15): 56-60

Li X, Huo Z M, Huang L X, et al. Response of soil bacteria community diversity to the excretions of roxarsone in chicken manure [J]. Guangdong Agricultural Sciences, 2014, (15): 56-60 (in Chinese)

[28] 蔣成愛, 吳啟堂, 陳杖榴. 土壤中砷污染研究進(jìn)展[J]. 土壤, 2004, 36 (3): 264-270

Jiang C A, Wu Q T, Chen Z L. Research progress on arsenic pollution in soil [J]. Soils, 2004, 36(3): 264-270 (in Chinese)

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Impacts of Exogenous Roxarsone on Arsenic Accumulation and Growth of Sediment Microorganisms in Aquatic Microcosms

Wang Sufen1,2, Ning Jianfeng1,3, Cui Lihua1,﹡, Xu Qiaoling1, Li Guowan1

1. College of Resource and Environment, South China Agricultural University, Guangzhou 510642, China 2. School of Resources and Evironment, Henan Institute of Science and Technology, Xinxiang 453003, China 3. Institute of Agricultural Resources and Environment, Guangdong Academy of Agricultural Sciences, Guangzhou 510640, China

Received 13 September 2014 accepted 1 March 2015

To investigate the toxic effects of roxarsone (ROX) on the aquatic ecosystems, the simulated aquatic microcosms were employed to study the effects of exogenous ROX on arsenic accumulation and growth of microorganisms in sediments. Six ROX concentrations including 0, 10, 20, 40, 80 and 160 mg·L-1were used in this study. Results showed that arsenic content in water column and sediment increased with the amount of ROX application. However, as the ROX exposure time elapsed, the arsenic content decreased in the water column but increased in the sediment. In addition, arsenic accumulation in the sharksuckers and hornwort bodies were observed. When the aquatic ecosystem was treated with the ROX concentration of 160 mg·L-1, the sharksuckers showed a significant ROX toxicity with a death rate of 100% within one day. It was observed that hornwort had higher capacity of arsenic accumulation with a concentration range from 398.1-1 538.91 mg·kg-1As after 32 d exposure. Different concentrations of ROX can inhibit the growth of fungus, bacteria and denitrifying bacteria, whereas the growth of actinomyces and ammonification bacteria in sediment were promoted as exposed to the ROX environment. Furthermore, the growth of actinomyces in sediment was promoted significantly at 10 mg·L-1ROX. In summary, exogenous ROX polluted water environment and re-transported and re-accumulated in different biotic and abiotic organisms, which resulted in toxicity of sharksucker and some microorganisms in the sediment.

roxarsone; aquatic microcosms; bioaccumulation; microorganisms

國(guó)家自然科學(xué)基金項(xiàng)目(30130140，41271245)；廣東省科技廳農(nóng)業(yè)科技創(chuàng)新團(tuán)隊(duì)項(xiàng)目(2012A020100003)；廣東省教育廳廣東高校污水生態(tài)處理與水體修復(fù)工程技術(shù)研究中心項(xiàng)目(2012gczxA1004)

王素芬(1977-)，女，講師，從事固體廢物利用與廢水處理工程研究, E-mail: hbwsf0912@163.com

*通訊作者(Corresponding author)， E-mail: lhcui@scau.edu.cn

10.7524/AJE.1673-5897-20140913001

2014-09-13 錄用日期：2015-03-01

1673-5897(2015)3-177-07

X171.5

A

崔理華(1963-)，男，教授，博士生導(dǎo)師，從事人工濕地污水生態(tài)處理系統(tǒng)研究。

王素芬，寧建鳳，崔理華, 等. 外源洛克沙胂對(duì)水生態(tài)系統(tǒng)砷蓄積及底泥微生物生長(zhǎng)的影響[J]. 生態(tài)毒理學(xué)報(bào)，2015, 10(3): 177-183

Wang S F, Ning J F, Cui L H, et al. Impacts of exogenous roxarsone on arsenic accumulation and growth of sediment microorganisms in aquatic microcosms [J]. Asian Journal of Ecotoxicology, 2015, 10(3): 177-183 (in Chinese)