重金屬Cd污染對土壤微生物活性影響的研究*

沈秋悅 曹志強 朱月芳 史廣宇 施維林#

(1.蘇州科技學(xué)院環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院，江蘇 蘇州 215009；2.蘇州市環(huán)境監(jiān)測中心，江蘇 蘇州 215009)

土壤重金屬污染是指因人為活動將重金屬帶入土壤，致使重金屬含量明顯高于背景值，進而造成生態(tài)破壞和環(huán)境質(zhì)量惡化的現(xiàn)象[1]。土壤微生物作為土壤的重要組成部分，其活性能較好地反映土壤各類生物化學(xué)反應(yīng)的強度和動向[2]，同時微生物群落結(jié)構(gòu)及多樣性的變化也能反映土壤質(zhì)量狀況，是評價土壤質(zhì)量的重要生物學(xué)指標(biāo)[3]。土壤呼吸是指土壤與大氣交換CO2的過程，是土壤碳元素異化和同化平衡的結(jié)果；呼吸強度是衡量土壤微生物總活性的重要指標(biāo)[4-5]。土壤酶作為土壤質(zhì)量的生物活性指標(biāo)和土壤肥力的評價指標(biāo)[6]，是評價土壤環(huán)境質(zhì)量的重要生物學(xué)指標(biāo)，可用于監(jiān)測土壤污染狀況和土壤肥力[7]。土壤受到重金屬污染后，土壤過氧化氫酶、脲酶反應(yīng)比較敏感，能反映重金屬對土壤微生物活性的毒性效應(yīng)[8]。

隨著我國工業(yè)化的快速發(fā)展，大量Cd通過多種方式進入土壤，導(dǎo)致農(nóng)田等土壤受到污染，嚴重危害人體健康和生態(tài)安全。不少發(fā)達國家利用生態(tài)毒理學(xué)理論制定了保護生態(tài)的土壤基準，而我國由于缺乏生態(tài)毒理學(xué)依據(jù)并未制定土壤基準[9]。本研究以山林土和田園土為研究對象，通過外源添加不同濃度的Cd，觀察土壤基礎(chǔ)呼吸強度及土壤過氧化氫酶、脲酶的活性，以期獲得評價Cd污染土壤的不同微生物活性指標(biāo)，為采用生物學(xué)指標(biāo)預(yù)警不同土壤Cd污染提供一些科學(xué)依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 土樣采集與處理

供試土壤類型均為黃棕壤，采集于蘇州市上方山(未被破壞的山林土)及普通菜園(種植蔬菜的田園土)，劃定區(qū)域，分別按照S型取樣法與梅花五點取樣法，剝?nèi)ネ寥辣韺拥母采w物，取地面10～20 cm下的新鮮土壤。將新鮮土壤平鋪在干凈的陶瓷盆上，鋪成厚度約為2～3 cm 的薄層放在室內(nèi)通風(fēng)良好的陰涼處自然風(fēng)干。除去土壤中的動植物殘體、礫石等，研磨過孔徑為2 mm的尼龍篩供實驗用。

土壤理化性質(zhì)按照常規(guī)方法測定，結(jié)果見表1。測定pH的水土比為2.5∶1.0(體積比)，土樣與去離子水充分混勻,靜置30 min后測定。全氮采用半微量凱氏定氮法；全磷采用硫酸-高氯酸消煮法；有機質(zhì)采用K2Cr2O7容量法測定；Cd采用全分解法消解土壤，通過火焰原子吸收分光光度法測定[10]。山林土和田園土Cd分別為3.3×10-2、5.6×10-2mg/kg，兩種土樣Cd濃度均未超過《土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準》(GB 15618—1995)二級標(biāo)準(Cd標(biāo)準限值為0.3 mg/kg)[11]以及江蘇省土壤環(huán)境質(zhì)量一級標(biāo)準(Cd≤0.2 mg/kg)，因此判斷兩種土樣為未受污染土壤。

1.2 實驗設(shè)計

1.2.1 土壤外源Cd添加方法

稱取硫酸鎘3.723 g溶于1 000 mL的容量瓶，配制成 2.0 g/L的Cd儲備液。分別取 0.25、1.25、2.50、7.50 mL Cd儲備液均勻地噴灑在500.0 g過篩的土壤中混勻，自然風(fēng)干，制成Cd質(zhì)量濃度分別為1.0、5.0、10.0、30.0 mg/kg的土樣。將土樣分別裝入500 mL的燒杯內(nèi)，保持含水率在30%左右，放置在28 ℃的恒溫培養(yǎng)箱內(nèi)。設(shè)置一組空白對照，為未添加Cd的土樣。

1.2.2 土壤呼吸強度的測定

土壤呼吸強度測定采用直接呼吸滴定法[12]。稱取25.0 g土樣均勻鋪在密閉容器內(nèi)，將裝有10 mL 1.0 mol/L NaOH溶液的25 mL小燒杯放置在容器內(nèi)，密封后放置在28 ℃的恒溫培養(yǎng)箱中。NaOH溶液吸收土壤產(chǎn)生的CO2，24 h后用鹽酸滴定剩余的NaOH，根據(jù)鹽酸消耗量來計算CO2的量。設(shè)置空白對照。

1.2.3 土壤過氧化氫酶的測定

土壤過氧化氫酶測定采用容量法[13]。取2.0 g土樣置于100 mL錐形瓶中，注入40 mL的蒸餾水以及5 mL 0.6%(質(zhì)量分數(shù))的過氧化氫溶液，塞緊瓶塞置于往返式搖床上振蕩20 min后停止，注入5 mL 1.5 mol/L硫酸終止反應(yīng)。將瓶中液體用定量濾紙過濾，取25 mL濾液用0.02 mol/L的高錳酸鉀滴定至微紅色。設(shè)置空白對照。

1.2.4 土壤脲酶的測定

土壤脲酶測定采用比色法。取1.0 g土樣風(fēng)干，置于100 mL三角燒瓶中，加入0.5 mL甲苯；15 min后加10 mL 10%(質(zhì)量分數(shù))尿素溶液和20 mL pH=6.7的檸檬酸鹽緩沖液，搖勻，在28 ℃恒溫培養(yǎng)箱中培養(yǎng)24 h。取出過濾，取1 mL濾液注入50 mL容量瓶中，然后加蒸餾水至20 mL。先后加入4 mL苯酚鈉溶液和3 mL次氯酸鈉溶液，邊加邊搖勻。20 min后顯色定容，1 h內(nèi)在分光光度計上于波長578 nm處比色。設(shè)置空白對照。

1.2.5 數(shù)據(jù)處理

采用 Microsoft Excel 2010處理實驗數(shù)據(jù)并進行誤差分析；采用 Origin 7.5對數(shù)據(jù)進行擬合。

2 結(jié)果與分析

2.1 土壤呼吸強度

以25.0 g土樣中微生物24 h內(nèi)釋放的CO2量表征土壤呼吸強度，分析Cd脅迫對土壤微生物呼吸量的影響。由圖1可見，7 d時田園土和山林土的土壤呼吸強度均隨著外源Cd濃度的升高總體呈現(xiàn)下降趨勢，但當(dāng)外源Cd質(zhì)量濃度為10.0 mg/kg時，土壤呼吸強度比Cd為5.0 mg/kg時有上升趨勢，這表明Cd可能對微生物活性有一定的刺激作用；對比兩種土壤，田園土的土壤呼吸強度明顯高于山林土。由圖2和圖3可見，相同培養(yǎng)時間內(nèi)，山林土和田園土均隨Cd濃度升高，土壤呼吸強度總體呈現(xiàn)明顯的下降趨勢；在培養(yǎng)21 d后，相同Cd濃度時土壤呼吸強度變化不明顯，可能是因為Cd的毒性隨著培養(yǎng)時間的延長而減弱。研究表明，土壤呼吸強度在較高Cd濃度時的增強被認為是微生物對逆境的一種反應(yīng)機制[14]。閆雷等[15]研究發(fā)現(xiàn)，在培養(yǎng)第7天時，10 mg/kg的Cd對土壤呼吸的影響表現(xiàn)為激活作用，且隨著培養(yǎng)時間的延長激活作用增強。劉廷鳳等[16]關(guān)于Cu對土壤呼吸影響的研究表明，土壤呼吸隨著Cu濃度的升高表現(xiàn)出不斷增大的抑制作用。

表1 供試土壤的基本理化性質(zhì)

圖1 不同類型土壤中土壤呼吸比較Fig.1 Soil respiration in different soils

圖2 Cd對山林土土壤呼吸的影響Fig.2 Effect of cadmium on soil respiration in forest soil

圖3 Cd對田園土土壤呼吸的影響Fig.3 Effect of cadmium on soil respiration in rural soil

2.2 土壤酶活性

2.2.1 土壤過氧化氫酶活性

實驗中用高錳酸鉀滴定過氧化氫酶未能分解的過氧化氫，空白與滴定的高錳酸鉀量差值表示土壤過氧化氫酶活性，高錳酸鉀量越大表明土壤過氧化氫酶活性越強。由圖4可見，7 d時，田園土和山林土的土壤過氧化氫酶活性均隨Cd濃度的升高總體呈現(xiàn)下降的趨勢，但在Cd為10.0 mg/kg時土壤過氧化氫酶活性相比Cd為5.0 mg/kg時增強，此外田園土中土壤過氧化氫酶活性明顯高于山林土。由圖5和圖6可見，在相同的培養(yǎng)時間內(nèi)，山林土和田園土的土壤過氧化氫酶活性均隨Cd濃度的升高而總體下降；在培養(yǎng)21 d后，相同Cd濃度時土壤過氧化氫酶活性呈現(xiàn)較小的變化趨勢。高秀麗等[17]研究發(fā)現(xiàn)，隨時間的推移，土壤過氧化氫酶活性隨重金屬有效性的增加而下降，與本研究的結(jié)果相一致。

圖4 不同類型土壤中土壤過氧化氫酶活性比較Fig.4 Soil catalase activity in different soils

圖5 Cd對山林土土壤過氧化氫酶活性的影響Fig.5 Effect of cadmium on the activity of catalase in forest soil

圖6 Cd對田園土土壤過氧化氫酶活性的影響Fig.6 Effect of cadmium on the activity of catalase in rural soil

2.2.2 土壤脲酶活性

以24 h內(nèi)土壤脲酶分解尿素產(chǎn)生的氨量為土壤脲酶活性，氨產(chǎn)生量越多表明土壤脲酶活性越大。由圖7可見，7 d時，田園土和山林土中土壤脲酶活性均隨Cd濃度的升高總體呈現(xiàn)下降的趨勢，只在Cd為1.0 mg/kg時上升， 可能是低濃度Cd對土壤脲酶有一定促進作用，而高濃度Cd對土壤脲酶有較大抑制作用；Cd脅迫下，田園土的土壤脲酶活性明顯高于山林土。由圖8和圖9可見，7 d時土壤脲酶活性隨Cd濃度的升高總體呈現(xiàn)下降的趨勢；在培養(yǎng)21 d后，相同Cd濃度時土壤脲酶活性變化不明顯。這一結(jié)果與孟慶峰等[18]研究結(jié)果相一致，其研究指出，單一與復(fù)合重金屬污染中，在重金屬質(zhì)量分數(shù)較低時，單一重金屬對土壤酶活性具有促進作用；重金屬質(zhì)量分數(shù)較高時，對土壤酶活性有抑制作用。

圖7 不同類型土壤中土壤脲酶活性比較Fig.7 Soil urease in different soils

圖8 Cd對山林土土壤脲酶活性的影響Fig.8 Effect of cadmium on the activity of urease in forest soil

圖9 Cd對田園土土壤脲酶活性的影響Fig.9 Effect of cadmium on the activity of urease in rural soil

3 討 論

土壤理化性質(zhì)的差別對Cd的生態(tài)毒理效應(yīng)及有效態(tài)影響很大，考慮到田園土和山林土的理化性質(zhì)存在差異，這可能導(dǎo)致了在相同濃度的Cd脅迫下，田園土中微生物的活性比山林土中微生物活性強。研究結(jié)果發(fā)現(xiàn)，表征土壤微生物活性的土壤呼吸強度和土壤酶活性隨著Cd濃度的升高總體表現(xiàn)為下降的趨勢，在Cd為10.0 mg/kg時，其對土壤呼吸強度和過氧化氫酶活性表現(xiàn)為促進作用，而Cd為1.0 mg/kg時對土壤脲酶活性才表現(xiàn)為促進作用。Cd對土壤的不同生化過程有不同的效應(yīng)，通過實驗發(fā)現(xiàn)，Cd對土壤過氧化氫酶和脲酶都有抑制作用，但Cd對土壤過氧化氫酶的抑制作用強于對土壤脲酶。根據(jù)相關(guān)研究表明，土壤中的有效Cd成分會隨時間而減少[19-20]，在實驗中隨著培養(yǎng)時間的延長，土壤中微生物活性變化趨勢減弱，可能是由于Cd的有效成分減少。

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