閆 雷，畢世欣，趙啟慧，王 喆，潘東琪，曲娟娟

（東北農(nóng)業(yè)大學(xué) 資源與環(huán)境學(xué)院 寒地黑土資源利用與保護(hù)重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，黑龍江 哈爾濱150030）

抗生素（antibiotics）是20世紀(jì)最偉大的發(fā)明之一，其發(fā)明后被用于預(yù)防和治療人類及動(dòng)物的疾病，同時(shí)作為促生長(zhǎng)劑長(zhǎng)期添加于動(dòng)物飼料中加快畜禽及水產(chǎn)品的生長(zhǎng)。土霉素（OTC）是四環(huán)素類抗生素之一，具有質(zhì)優(yōu)價(jià)廉、廣譜抗菌性的特點(diǎn)，在畜禽生產(chǎn)中應(yīng)用廣泛。進(jìn)入動(dòng)物機(jī)體內(nèi)的大部分土霉素不能完全被吸收，高達(dá)75%以上以原形或代謝物形式經(jīng)由畜禽糞尿排入環(huán)境，經(jīng)不同途徑（堆肥）對(duì)土壤和水體造成污染［1－4］。Hamscher等 人［5］研 究 了 獸 用 抗 生素在土壤中的殘留，發(fā)現(xiàn)四環(huán)素在土壤10—20cm處可達(dá)200μg／kg。德國(guó)施用動(dòng)物糞肥后的土壤中土霉素的殘留最大濃度為32.3mg／kg［6］。在我國(guó)，大型養(yǎng)殖場(chǎng)周圍土壤中土霉素含量高達(dá)200mg／kg［7］，在水產(chǎn)養(yǎng)殖廠的沉積物中更是高達(dá)285mg／kg［8］。重金屬污染已成為人們?nèi)找骊P(guān)注的問(wèn)題，中國(guó)環(huán)境保護(hù)部和國(guó)土資源部于2014年4月17日發(fā)布的“全國(guó)土壤污染狀況調(diào)查公報(bào)”中指出，全國(guó)土壤重金屬污染總的點(diǎn)位超標(biāo)率為16.1%。與其他重金屬相比，鎘（Cd）在土水系統(tǒng)中有較高的遷移能力，更易對(duì)環(huán)境產(chǎn)生毒害［9］。調(diào)查發(fā)現(xiàn)我國(guó)珠三角地區(qū)土壤中Cd含量在0.57～11.0mg／kg［10］，湖南寶山礦區(qū)局部表層土壤Cd含量高達(dá)2 587mg／kg［11］。江蘇省某市疾病預(yù)防控制中心在對(duì)該市從事飼料生產(chǎn)的企業(yè)調(diào)查時(shí)發(fā)現(xiàn)，某些豬飼料中鎘的含量高達(dá)370mg／kg［12］。這主要是由于鋅礦中常含有鎘，當(dāng)鋅礦作為礦物質(zhì)原料被添加到飼料中時(shí)可能會(huì)造成鎘的污染；另外，使用鍍鎘機(jī)具加工飼料，也可能是造成鎘污染的原因之一［13－14］。攝入過(guò)量的鎘對(duì)生物體的危害極其嚴(yán)重，會(huì)導(dǎo)致腎臟、肝臟、肺部、骨骼、生殖器官的損傷，對(duì)免疫系統(tǒng)、心血管系統(tǒng)等具有毒性效應(yīng)，進(jìn)而引發(fā)多種疾病。

抗生素與重金屬?gòu)?fù)合污染物通常通過(guò)畜禽糞便進(jìn)入土壤生態(tài)系統(tǒng)中，其復(fù)合污染對(duì)環(huán)境的影響日益突出，成為熱點(diǎn)關(guān)注問(wèn)題，目前國(guó)內(nèi)外研究者［15－20］針對(duì)抗生素和重金屬污染已有大量研究。張樹清等［15］對(duì)我國(guó)7省、市、自治區(qū)的典型規(guī)?；B(yǎng)殖場(chǎng)畜禽糞便的主要成分分析發(fā)現(xiàn)，豬糞中土霉素平均含量為9.09mg／kg，最高達(dá)134.75mg／kg，重金屬鎘的平均含量為13.25mg／kg，最高達(dá)120.13mg／kg。De等［16］研究發(fā)現(xiàn)南極地區(qū)的水域中存在具有重金屬和抗生素抗性的菌落。吳丹等人［17］研究發(fā)現(xiàn)過(guò)氧化氫酶和蔗糖酶活性在Cd濃度為10mg／kg的時(shí)候達(dá)到最高值。劉琳等［19］研究表明OTC對(duì)土壤中蔗糖酶、脲酶和磷酸酶活性毒性強(qiáng)度隨著投加濃度升高而增加。Kong等人［20］研究OTC與Cu復(fù)合污染對(duì)水稻土土壤微生物群落功能時(shí)發(fā)現(xiàn)，OTC和Cu對(duì)土壤微生物群落功能多樣性、均一度和平均顏色變化率（AWCD）的負(fù)面影響有明顯的加合作用。但有關(guān)抗生素和重金屬?gòu)?fù)合污染對(duì)東北地區(qū)典型耕作土壤—黑土土壤生態(tài)系統(tǒng)的影響研究還鮮見報(bào)道。本研究以土霉素和重金屬鎘作為目標(biāo)污染物，采用室內(nèi)培養(yǎng)法，通過(guò)探討微生物呼吸和土壤酶活性的變化規(guī)律，以期進(jìn)一步完善抗生素與重金屬的生態(tài)毒理效應(yīng)研究，為其環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)提供理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 供試材料

供試土壤采自東北農(nóng)業(yè)大學(xué)試驗(yàn)田（土霉素和重金屬鎘未見檢出）。除去地面植被、枯枝落葉及表面1cm左右的表土，采樣深度為2～20cm，過(guò)20目篩，風(fēng)干后裝袋備用。其理化性質(zhì)詳見表1。土霉素原藥（純度≥88.8%），購(gòu)自黑龍江省藥檢所，其他試劑均為分析純。

表1 供試土壤理化性質(zhì)

1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

1.2.1 土壤呼吸強(qiáng)度測(cè)定 取部分冷藏于冰箱中的風(fēng)干土樣，在25℃的培養(yǎng)箱中預(yù)培養(yǎng)7d，以恢復(fù)微生物活性。稱取若干份土壤，每份50g置于100ml的高型燒杯中，加入1.0g葡萄糖，混勻，加入不同質(zhì)量分?jǐn)?shù)的土霉素溶液或硫酸鎘溶液。試驗(yàn)分為兩個(gè)處理組，第一組：?jiǎn)我惶幚斫M，使土霉素在土壤中的濃度分別為0，1，50和200mg／kg，重金屬鎘在土壤中的濃度為10mg／kg；第二組：復(fù)合處理組，使土霉素和重金屬鎘在土壤中的濃度分別為：〔（OTC＋Cd）＝（1＋10）mg／kg〕，〔（OTC＋Cd）＝（50＋10）mg／kg〕，〔（OTC＋Cd）＝（200＋10）mg／kg〕。各處理均設(shè)3個(gè)重復(fù)，并調(diào)節(jié)土壤含水量達(dá)田間最大持水量的60%，置于密閉容器中。同時(shí)將盛放有35ml 0.1mol／L NaOH的100ml的高型燒杯放入密閉容器底部，蓋嚴(yán)瓶蓋，分別于培養(yǎng)后的1，7，15，21，27d測(cè)定其呼吸強(qiáng)度。土壤呼吸強(qiáng)度采用直接吸收法滴定測(cè)定［21］。

1.2.2 土壤酶活性測(cè)定 取部分冷藏于冰箱中的風(fēng)干土樣，在25℃的培養(yǎng)箱中預(yù)培養(yǎng)7d，以恢復(fù)微生物活性。稱取若干份土壤，每份100g置于三角瓶中，加入不同質(zhì)量分?jǐn)?shù)的土霉素溶液或硫酸鎘溶液。試驗(yàn)分為兩個(gè)處理組，第一組：?jiǎn)我惶幚斫M，使土霉素在土壤中的濃度分別為0，1，50和200mg／kg，重金屬鎘在土壤中的濃度為10mg／kg；第二組：復(fù)合處理組，使土霉素和重金屬鎘在土壤中的濃度分別為：〔（OTC＋Cd）＝（1＋10）mg／kg〕，〔（OTC＋Cd）＝（50＋10）mg／kg〕，〔（OTC＋Cd）＝（200＋10）mg／kg〕。各處理均設(shè)3個(gè)重復(fù)，定期加水以保持土壤含水量為田間最大持水量的60%。分別于第1，7，15，21，27天取樣測(cè)定蔗糖酶、脲酶和磷酸酶的酶活性。土壤酶活性測(cè)定參見關(guān)松蔭等方法［22］，土壤蔗糖酶采用3，5—二硝基水楊酸比色法；土壤脲酶采用苯酚鈉—次氯酸鈉比色法；土壤磷酸酶采用磷酸苯二鈉比色法。

1.3 數(shù)據(jù)處理

土壤呼吸和土壤酶活性的影響率計(jì)算公式為：

式中：A——添加污染物土壤呼吸或土壤酶活性；B——不添加污染物土壤呼吸或土壤酶活性，正值表示激活，負(fù)值表示抑制。復(fù)合污染的交互作用類型的判斷參考沈國(guó)清與Gao等方法［23－24］，當(dāng)復(fù)合處理的實(shí)測(cè)值＞理論值時(shí)，表示協(xié)同作用；當(dāng)實(shí)測(cè)值＜理論值時(shí)，表示拮抗作用。其中，理論值為各處理濃度下平均影響率的加和；實(shí)測(cè)值為試驗(yàn)實(shí)際測(cè)定影響率。試驗(yàn)數(shù)據(jù)采用Excel處理，統(tǒng)計(jì)分析采用SPSS軟件。

2 結(jié)果與分析

2.1 土霉素與鎘對(duì)土壤微生物呼吸的影響

在室內(nèi)模擬條件下，鎘單一污染對(duì)土壤微生物呼吸的影響結(jié)果如圖1所示。從圖1可以看出，10mg／kg Cd處理下，培養(yǎng)第1天即對(duì)土壤微生物呼吸產(chǎn)生了強(qiáng)烈的抑制作用，抑制率高達(dá)78.05%。這可能是由于在培養(yǎng)初期重金屬產(chǎn)生的毒性抑制甚至殺死了部分敏感的土壤微生物，導(dǎo)致土壤微生物呼吸下降［25］。當(dāng)培養(yǎng)第7天時(shí)，發(fā)現(xiàn)Cd對(duì)土壤微生物呼吸的影響轉(zhuǎn)為激活作用，但激活率不高，只有6.66%。隨著培養(yǎng)時(shí)間的延長(zhǎng)，激活作用逐漸增強(qiáng)，第21天達(dá)最大激活率38.75%；而后激活率逐漸降低，直至培養(yǎng)結(jié)束恢復(fù)到對(duì)照水平（p＞0.05）。分析其原因可能是在重金屬的脅迫下，微生物代謝過(guò)程的能源利用效率降低，需要更多的碳進(jìn)行維護(hù)并最終增加呼吸；另一方面殺死微生物時(shí)發(fā)生的分解反應(yīng)也會(huì)增加基底呼吸，進(jìn)而達(dá)到激活的效果［26］。而到培養(yǎng)后期，土壤微生物逐步適應(yīng)了這種環(huán)境，恢復(fù)到對(duì)照水平。

圖1 鎘單一污染對(duì)土壤微生物呼吸的影響

土霉素單一污染對(duì)土壤微生物呼吸的影響結(jié)果如圖2所示。從圖2可以看出，在整個(gè)培養(yǎng)過(guò)程中（1～27d），1mg／kg OTC濃度處理對(duì)土壤微生物呼吸具有明顯的激活作用（p＜0.05），50和200mg／kg OTC對(duì)土壤微生物呼吸的影響表現(xiàn)為先抑制后激活，且OTC濃度越高，對(duì)微生物呼吸抑制作用時(shí)間越長(zhǎng)。已有的研究報(bào)道發(fā)現(xiàn)，雖然OTC可抑制土壤中細(xì)菌和放線菌的生長(zhǎng)，但可以促進(jìn)真菌的生長(zhǎng)［27－28］。本試驗(yàn)中1mg／kg OTC對(duì)土壤微生物的呼吸激活效應(yīng)可能是由于土壤中細(xì)菌和放線菌活性受到抑制，真菌等其他微生物獲得大量營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)，從而活性增強(qiáng)；另外，抗生素本身作為碳源被微生物分解利用，或其通過(guò)物理或化學(xué)作用的降解釋放出二氧化碳，增加了呼吸量［29］。而當(dāng)OTC污染濃度不斷增大，施藥后土壤中抗生素含量超過(guò)了影響土壤微生物呼吸作用的濃度閾值，甚至殺死了某些微生物，因此表現(xiàn)為抑制［30］。但這種抑制作用是非持續(xù)性的，當(dāng)抗生素的含量低于藥物對(duì)土壤微生物呼吸影響的濃度閾值時(shí)，呼吸作用逐漸開始恢復(fù)。另一方面隨著土壤微生物耐受性增加，土壤中產(chǎn)生抗性種群，以該種抗生素為碳源，促使土壤微生物的呼吸由抑制逐漸恢復(fù)正常直至轉(zhuǎn)為激活［31］。

圖2 土霉素單一污染對(duì)土壤微生物呼吸的影響

土霉素與鎘復(fù)合污染對(duì)土壤微生物呼吸的影響結(jié)果如圖3所示。從圖3可以看出，與單一污染處理相比，在1mg／kg OTC與10mg／kg Cd復(fù)合處理下對(duì)土壤微生物呼吸的影響呈現(xiàn)出“抑制—激活—抑制”的規(guī)律。且在7～21d復(fù)合處理的影響與兩者單一處理時(shí)趨勢(shì)一致，均為顯著的激活作用（p＜0.05），在此階段OTC，Cd兩者單一處理的平均激活率分別為46.04%和20.87%，復(fù)合處理平均激活率為132.86%，為兩者單一處理之和的2倍左右，Cd增強(qiáng)了對(duì)土壤微生物呼吸的激活作用。表2為OTC與Cd對(duì)土壤微生物呼吸和土壤酶活性的平均影響率及其交互作用類型。從表2中可以看出，復(fù)合處理〔（OTC＋Cd）＝（1＋10）mg／kg〕對(duì)土壤微生物呼吸影響的實(shí)測(cè)值＞理論值，總體來(lái)看，交互作用類型為協(xié)同激活。當(dāng)OTC的處理濃度逐漸增大，達(dá)到〔（OTC＋Cd）＝（50＋10）mg／kg〕時(shí)，培養(yǎng)第1天為激活作用，這與兩者單一污染時(shí)的抑制作用相反，表明復(fù)合污染使土壤CO2的釋放量增加了，土壤微生物呼吸由原來(lái)的受抑制轉(zhuǎn)為被激活。從培養(yǎng)第7天開始，復(fù)合污染對(duì)微生物呼吸的影響與OTC單一作用時(shí)趨勢(shì)一致，第15天時(shí)出現(xiàn)了最高激活率300.82%，總體來(lái)說(shuō)復(fù)合處理表現(xiàn)出協(xié)同激活作用。當(dāng)OTC的污染濃度進(jìn)一步增大至〔（OTC＋Cd）＝（200＋10）mg／kg〕時(shí)，復(fù)合處理對(duì)土壤微生物呼吸作用的影響與OTC單一污染時(shí)完全一致，均為先抑制后激活，交互作用類型為拮抗激活。

圖3 土霉素與鎘復(fù)合污染對(duì)土壤微生物呼吸的影響

表2 土霉素與鎘對(duì)土壤微生物呼吸和土壤酶活性的交互影響率

2.2 土霉素與鎘對(duì)蔗糖酶活性的影響

蔗糖酶又稱轉(zhuǎn)化酶，廣泛存在于土壤中，對(duì)于增加土壤中易溶解的營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)起重要作用。一般情況下，土壤肥力越高，蔗糖酶的活性越強(qiáng)［32］。鎘單一污染對(duì)蔗糖酶活性的影響如圖4所示。從圖4可以看出，在整個(gè)培養(yǎng)過(guò)程中（1～27d）重金屬鎘對(duì)蔗糖酶的影響為顯著抑制作用（p＜0.05），抑制率隨時(shí)間延長(zhǎng)先增大后減小，最大抑制率為20.92%（第7天）。郝英華等人［33］的研究也發(fā)現(xiàn)，Cd可以抑制土壤蔗糖酶的活性。抑制作用可能是由于添加重金屬后抑制了土壤微生物的生長(zhǎng)和繁殖，減少了體內(nèi)酶的合成量和分泌量，削弱了土壤中C，N營(yíng)養(yǎng)元素的循環(huán)速率和能量流動(dòng)，最終導(dǎo)致土壤酶活性下降［34］。

圖4 鎘單一污染對(duì)土壤蔗糖酶活性的影響

土霉素單一污染對(duì)蔗糖酶活性的影響如圖5所示。從圖5可以看出，土霉素單一污染下，培養(yǎng)第1和第7天，所有處理濃度的OTC均對(duì)蔗糖酶表現(xiàn)為顯著抑制（p＜0.05），抑制率隨濃度的升高而增大，最大抑制率為77.24%（200mg／kg，第7天）。培養(yǎng)第15和第21天，除1mg／kg處理轉(zhuǎn)為激活作用外，其余各處理仍為顯著抑制（p＜0.05）。培養(yǎng)第27天，200mg／kg處理也轉(zhuǎn)為激活作用，只有50mg／kg處理仍為抑制作用。總體來(lái)說(shuō)，在整個(gè)培養(yǎng)過(guò)程中（1～27d），1mg／kg OTC對(duì)蔗糖酶活性的影響呈現(xiàn)先抑制后激活的規(guī)律，其余各濃度處理主要表現(xiàn)為抑制作用。這也進(jìn)一步驗(yàn)證了Gao等人［24］的試驗(yàn)，他們?cè)谘芯?00mg／kg OTC對(duì)蔗糖酶活性的影響時(shí)發(fā)現(xiàn)，OTC對(duì)蔗糖酶的影響均為顯著的抑制作用（p＜0.05）。由于土壤與OTC電荷形式差異，及OTC含有較多極性／離子型官能團(tuán)可引發(fā)陽(yáng)離子交換、金屬離子架橋和氫鍵作用等原因，在酸性和中性條件下土壤易于對(duì)OTC進(jìn)行吸附，并且在酸性環(huán)境中OTC較為穩(wěn)定，半衰期較長(zhǎng)［35］。本試驗(yàn)中土壤的pH值為6.5，因此較高濃度OTC脅迫對(duì)系統(tǒng)內(nèi)微生物存在長(zhǎng)期毒性作用，從而造成土壤酶活性顯著降低。

圖5 土霉素單一污染對(duì)土壤蔗糖酶活性的影響

土霉素與鎘復(fù)合污染對(duì)蔗糖酶的影響結(jié)果如圖6所示。由圖6可知，復(fù)合污染下蔗糖酶活性顯著降低（p＜0.05），且復(fù)合處理中OTC濃度越大，蔗糖酶活性越小，說(shuō)明復(fù)合污染對(duì)蔗糖酶活性存在顯著的抑制作用。同時(shí)可以看出，隨著培養(yǎng)時(shí)間的延長(zhǎng)，各處理濃度下的復(fù)合污染對(duì)蔗糖酶活性的抑制作用基本上逐漸減弱。與OTC和Cd單獨(dú)處理時(shí)相比，除〔（OTC＋Cd）＝（1＋10）mg／kg〕外，其余各復(fù)合處理對(duì)蔗糖酶的影響情況與單一污染時(shí)相同，復(fù)合污染交互作用類型均為拮抗抑制。該結(jié)果與已有的相關(guān)文獻(xiàn)報(bào)道較為相似，如沈國(guó)清等人［23］研究發(fā)現(xiàn)，菲和鎘復(fù)合污染在整個(gè)培養(yǎng)期間（1～49d）始終抑制了蔗糖酶的活性，平均抑制率達(dá)53.57%，復(fù)合污染表現(xiàn)為協(xié)同抑制作用。

圖6 土霉素與鎘復(fù)合污染對(duì)土壤蔗糖酶活性的影響

2.3 土霉素與鎘對(duì)脲酶活性的影響

脲酶是一種酞胺水解酶，在土壤中主要來(lái)自于植物和微生物，其在氮肥利用和土壤氮素代謝方面有重要意義［32］。鎘單一污染對(duì)脲酶活性的影響結(jié)果如圖7所示。由圖7可見，重金屬Cd對(duì)脲酶具有顯著抑制作用（p＜0.05），這與程金金和張平等人［36－37］的研究結(jié)果一致。其抑制機(jī)理可能與酶分子中的活性部位巰基和含咪唑的配體等結(jié)合，形成較穩(wěn)定的絡(luò)合物，產(chǎn)生了與底物的競(jìng)爭(zhēng)性抑制作用有關(guān)［38］。

圖7 鎘單一污染對(duì)土壤脲酶活性的影響

土霉素單一污染對(duì)脲酶活性的影響結(jié)果如圖8所示。由圖8可知，1mg／kg OTC在整個(gè)培養(yǎng)期對(duì)脲酶活性具有抑制作用。在培養(yǎng)第1天和第27天的抑制率不超過(guò)1%，與對(duì)照相比無(wú)顯著差異（p＞0.05），培養(yǎng)中期（7～21d）抑制率為3.89%～13.45%。當(dāng)OTC處理濃度增至50mg／kg時(shí)，對(duì)脲酶活性的影響呈現(xiàn)出“激活—抑制—激活”規(guī)律，試驗(yàn)結(jié)果與文獻(xiàn)報(bào)道不十分一致，Yang等人［39］研究認(rèn)為50mg／kg OTC對(duì)小麥根際土壤脲酶活性無(wú)明顯的影響。這可能是因?yàn)楦H土壤微生物活性較高，對(duì)外來(lái)物質(zhì)的脅迫具有更強(qiáng)的抗性。本試驗(yàn)中出現(xiàn)激活作用可能是由于OTC具有酰胺鍵結(jié)構(gòu)，而脲酶以酰胺鍵作為底物，根據(jù)底物誘導(dǎo)原理，導(dǎo)致OTC對(duì)脲酶活性的正效應(yīng)大于負(fù)效應(yīng)，即為激活［40］。當(dāng)OTC單獨(dú)處理濃度達(dá)到200mg／kg，其對(duì)脲酶活性表現(xiàn)出顯著的抑制作用（p＜0.05）。劉惠君等［41］在研究酰胺類除草劑與脲酶的相互作用機(jī)制時(shí)發(fā)現(xiàn)，除草劑與脲酶之間有結(jié)合作用，二者之間可形成結(jié)合位點(diǎn)，并且溶解度越大，結(jié)合作用越強(qiáng)。高濃度OTC（200mg／kg）與脲酶分子之間可能也存在著這種作用機(jī)制，形成結(jié)合位點(diǎn)而發(fā)生作用，從而抑制了脲酶活性。

圖8 土霉素單一污染對(duì)土壤脲酶活性的影響

土霉素與鎘復(fù)合處理對(duì)土壤脲酶的影響結(jié)果如圖9所示。從圖9可以看出，〔（OTC＋Cd）＝（1＋10）mg／kg〕復(fù)合處理?xiàng)l件下，培養(yǎng)第1天顯著抑制了脲酶活性，抑制率高達(dá)26.05%，與兩者單一污染時(shí)相比，脲酶活性明顯降低，這表明在培養(yǎng)第1天復(fù)合處理在一定程度上增強(qiáng)了對(duì)脲酶的抑制作用。從培養(yǎng)第7天開始，〔（OTC＋Cd）＝（1＋10）mg／kg〕復(fù)合處理對(duì)脲酶轉(zhuǎn)為激活作用，但激活率不高，始終沒(méi)有超過(guò)5%，總體來(lái)看復(fù)合處理仍為拮抗抑制。當(dāng)復(fù)合處理濃度為〔（OTC＋Cd）＝（50＋10）mg／kg〕和〔（OTC＋Cd）＝（200＋10）mg／kg〕時(shí)，對(duì)脲酶的影響均為抑制作用，抑制率隨時(shí)間的延長(zhǎng)呈現(xiàn)“下降—上升—下降”的規(guī)律，最大抑制率為65.14%〔第15d，（200＋10）mg／kg〕。統(tǒng)計(jì)分析結(jié)果發(fā)現(xiàn)，在整個(gè)培養(yǎng)過(guò)程中（1～27d），除第7天處理濃度為〔（OTC＋Cd）＝（1＋10）mg／kg〕和〔（OTC＋Cd）＝（200＋10）mg／kg〕外，其余各濃度處理下，兩者單獨(dú)污染與復(fù)合污染對(duì)脲酶相比都有顯著差異（p＜0.05）。

圖9 土霉素與鎘復(fù)合污染對(duì)土壤脲酶活性的影響

2.4 土霉素與鎘對(duì)磷酸酶活性的影響

磷酸酶是一類催化土壤有機(jī)磷化合物礦化的酶，其活性高低直接影響著土壤中有機(jī)磷的分解、轉(zhuǎn)化及其生物有效性［32］。鎘對(duì)磷酸酶活性的影響結(jié)果如圖10所示。從圖10可以看出，重金屬鎘單獨(dú)處理對(duì)磷酸酶活性具有抑制作用，最大抑制率為30.04%，但抑制率隨培養(yǎng)時(shí)間的變化呈現(xiàn)一定波動(dòng)性，表現(xiàn)為“增大—減小—增大”的現(xiàn)象。這與陸文龍［42］的研究結(jié)果一致，該研究在分析10mg／kg Cd污染對(duì)土壤磷酸酶活性的影響時(shí)也發(fā)現(xiàn)，隨著培養(yǎng)時(shí)間的延長(zhǎng)，其抑制率也表現(xiàn)出“增大—減小—增大”的波動(dòng)性。同樣，Khan和 Moreno［43－44］的研究也表明 Cd能抑制土壤磷酸酶的活性。

圖10 鎘單一污染對(duì)土壤磷酸酶活性的影響

土霉素單一污染對(duì)磷酸酶活性的影響結(jié)果如圖11所示。從圖11可以看出，培養(yǎng)第1天，1mg／kg OTC濃度處理對(duì)磷酸酶活性的影響為抑制，但抑制率很低，僅為4.48%，與對(duì)照相比無(wú)顯著差異（p＞0.05）；50和200mg／kg處理表現(xiàn)為顯著激活（p＜0.05），最大激活率為88.56%（50mg／kg OTC）。培養(yǎng)第7天，除200mg／kg處理仍為顯著的激活作用（p＜0.05），OTC其余濃度處理對(duì)磷酸酶均轉(zhuǎn)為顯著性抑制（p＜0.05），抑制率在7.33%～26.01%。隨著時(shí)間的推移，至第27天，OTC各濃度處理對(duì)磷酸酶的抑制或激活已降至較低水平，說(shuō)明此時(shí)磷酸酶受OTC的影響已基本恢復(fù)。本試驗(yàn)中，200mg／kg OTC在整個(gè)培養(yǎng)期內(nèi)，對(duì)磷酸酶活性的影響以激活作用為主，這也進(jìn)一步證實(shí)了Gao等人［24］的研究，較高濃度處理OTC對(duì)堿性磷酸酶的活性具有激活作用。

土霉素與鎘復(fù)合處理對(duì)磷酸酶的影響結(jié)果如圖12所示。從圖12可以看出，復(fù)合處理為〔（OTC＋Cd）＝（1＋10）mg／kg〕時(shí)，在整個(gè)培養(yǎng)過(guò)程中（1～27 d），對(duì)磷酸酶的影響呈現(xiàn)出“抑制—激活—抑制”的規(guī)律，復(fù)合處理表現(xiàn)為拮抗抑制作用。統(tǒng)計(jì)分析結(jié)果表明，除第1天外，其余培養(yǎng)時(shí)間內(nèi)土霉素—鎘復(fù)合處理對(duì)磷酸酶的影響與OTC單獨(dú)處理具有顯著差異（p＜0.05）。土霉素—鎘復(fù)合污染為〔（OTC＋Cd）＝（50＋10）mg／kg〕時(shí)，對(duì)磷酸酶的影響呈現(xiàn)“激活—抑制—激活—抑制”的規(guī)律，主要表現(xiàn)為拮抗激活作用?！玻∣TC＋Cd）＝（200＋10）mg／kg〕在整個(gè)培養(yǎng)過(guò)程中呈現(xiàn)先激活后抑制的規(guī)律，最大激活率為18.89%，復(fù)合處理表現(xiàn)為協(xié)同激活作用?？傮w來(lái)說(shuō)，復(fù)合污染的作用效果與OTC單一污染時(shí)基本相同，均呈現(xiàn)一定的波動(dòng)性，其作用機(jī)理有待進(jìn)一步研究。

圖11 土霉素單一污染對(duì)土壤磷酸酶活性的影響

圖12 土霉素與鎘復(fù)合污染對(duì)土壤磷酸酶活性的影響

3 結(jié)論

（1）重金屬鎘單獨(dú)污染時(shí)，對(duì)土壤微生物呼吸表現(xiàn)出先抑制后激活作用；對(duì)土壤酶活性具有顯著抑制作用，平均抑制率從大到小依次為：蔗糖酶＞磷酸酶＞脲酶。

（2）土霉素單獨(dú)污染時(shí)，1mg／kg土霉素可顯著激活土壤微生物呼吸，而50或200mg／kg土霉素對(duì)土壤微生物呼吸表現(xiàn)為先抑制后激活；各處理濃度下的土霉素對(duì)蔗糖酶和脲酶活性具有抑制作用，對(duì)磷酸酶活性的影響呈現(xiàn)出一定的波動(dòng)性。

（3）土霉素與鎘復(fù)合污染對(duì)土壤微生物呼吸和土壤酶活性的交互作用的影響較為復(fù)雜，交互作用類型與土霉素濃度有一定的關(guān)聯(lián)性，主要表現(xiàn)為，當(dāng)土霉素的濃度為1和200mg／kg時(shí)，復(fù)合污染主要為拮抗作用，但當(dāng)土霉素的濃度為50mg／kg時(shí)，復(fù)合污染主要為協(xié)同作用。

（4）與土壤酶活性相比，土壤微生物呼吸對(duì)土霉素與鎘脅迫條件下的反應(yīng)更為敏感。

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