線郁,王美娥,陳衛(wèi)平,*

1.中國(guó)科學(xué)院生態(tài)環(huán)境研究中心城市與區(qū)域生態(tài)國(guó)家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,北京100085;

2.中國(guó)科學(xué)院大學(xué),北京100039

土壤酶和微生物量碳是土壤生物相活躍的組成成分,是地球物質(zhì)化學(xué)循環(huán)和能量轉(zhuǎn)換的主要參與者,能靈敏地反應(yīng)土壤質(zhì)量的變化,是土壤健康狀況的重要微生物指標(biāo)[1-2]。人類活動(dòng)引起的土壤重金屬含量升高可能不會(huì)改變有機(jī)碳含量、總氮含量等土壤化學(xué)性質(zhì)及植物和動(dòng)物的生理活動(dòng),但能夠?qū)е峦寥牢⑸镄再|(zhì)發(fā)生變化[3-5]。脲酶是參與土壤氮循環(huán)的重要土壤酶之一,由于對(duì)土壤重金屬污染響應(yīng)敏感,是土壤重金屬污染生態(tài)毒性效應(yīng)研究的重要指示物,土壤 Ni、Cd、Cu、Zn、Pb、Cr污染均會(huì)導(dǎo)致土壤脲酶活性顯著降低[6-8]。微生物量碳的含量約為土壤總有機(jī)碳含量的1% ～5%[9-11]。在一個(gè)穩(wěn)定的土壤-植物生態(tài)系統(tǒng)中,土壤微生物量碳含量與有機(jī)碳含量的比率(MBC/SOC)保持動(dòng)態(tài)恒定;在有外界干擾的情況下,譬如土壤污染、缺水等,MBC/SOC值會(huì)發(fā)生顯著變化。對(duì)城市土壤、農(nóng)田土壤以及自然土壤的研究發(fā)現(xiàn),重金屬污染會(huì)抑制微生物的繁殖從而降低MBC/SOC的值[12-14]。

由于土壤中重金屬的生物有效性與土壤理化性質(zhì)有關(guān),因此土壤重金屬的毒性效應(yīng)不僅與重金屬濃度有關(guān),還與土壤性質(zhì)有關(guān)[15-16]。Kizilkaya等[17]的研究發(fā)現(xiàn),農(nóng)田土壤Cd、Cu、Pb總濃度較低,分別為0.95 ～3.20 μg·g-1,23.05 ～ 96.68 μg·g-1和 76.10 ～ 210.43 μg·g-1時(shí),脲酶活性沒(méi)有顯著變化。然而,當(dāng)土壤Cd、Pb、Zn 濃度分別達(dá)到2.4～61.3 μg·g-1,113～7 000 μg·g-1,249 ～12 000 μg·g-1時(shí),土壤重金屬顯著抑制了土壤脲酶活性[11]。Doelman和 Haanstra[8]的研究發(fā)現(xiàn),Cd的半數(shù)有效量(ED50值)在砂質(zhì)壤土中為 30 μg·g-1、砂土中為 120 μg·g-1、泥質(zhì)壤土中為 520 μg·g-1、黏土中為 520 μg·g-1、沙質(zhì)泥土中為 490 μg·g-1。Cu的ED50值在砂質(zhì)壤土中為680 μg·g-1、泥質(zhì)壤土中為1 990 μg·g-1、黏土中為 1 080 μg·g-1、沙質(zhì)泥土中為 1 970 μg·g-1。Pb 的 ED50值在砂質(zhì)壤土中為 1 590 μg·g-1、砂土中為 2 870 μg·g-1、泥質(zhì)壤土中為 8 130 μg·g-1、黏土中為 1 340 μg·g-1、沙質(zhì)泥土中為 7 050 μg·g-1。Zn 的 ED50值在砂質(zhì)壤土中為 290 μg·g-1、砂土中為 110 μg·g-1、黏土中為 90 μg·g-1、沙質(zhì)泥土中為70 μg·g-1。因此,重金屬對(duì)土壤酶的毒性效應(yīng)還受到土壤性質(zhì)影響。

本研究擬通過(guò)野外監(jiān)測(cè)和實(shí)驗(yàn)室模擬,研究土壤低濃度重金屬污染對(duì)土壤微生物性質(zhì)中脲酶活性和微生物量碳含量的影響及其對(duì)土壤理化性質(zhì)的響應(yīng),并從統(tǒng)計(jì)分析角度揭示土壤理化性質(zhì)對(duì)土壤重金屬含量與土壤脲酶活性及土壤微生物量碳含量之間的劑量效應(yīng)關(guān)系的影響程度。本研究結(jié)果為野外實(shí)際評(píng)價(jià)土壤重金屬污染與土壤微生物性質(zhì)變化之間的劑量效應(yīng)關(guān)系以及土壤重金屬污染生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)提供基礎(chǔ)數(shù)據(jù)和方法。

1 材料和方法(Materials and methods)

1.1 儀器與試劑

儀器:激光粒度儀Malvern Master Sizer 2 000(Malvern Co.,England),Elementar Vario ELⅢ(Hanau Germany),多功能酶標(biāo)儀(SPECTRA max190),紫外分光光度計(jì)(UV-1700),總有機(jī)碳總氮分析儀 Elementar Liqui TOC(Germany)。

試劑:重金屬含量測(cè)定及人為添加重金屬時(shí)所用試劑為國(guó)產(chǎn)優(yōu)級(jí)純;其他步驟所用試劑為國(guó)產(chǎn)分析純?cè)噭?/p>

1.2 供試土壤

野外監(jiān)測(cè)選擇北京五環(huán)以內(nèi)建成區(qū)為研究區(qū)域,采用網(wǎng)格均勻布點(diǎn)法把研究區(qū)域分為285個(gè)網(wǎng)格,除掉采樣受限制的網(wǎng)格,共采集233個(gè)樣點(diǎn)。其中,具有代表性的公園25處,交通區(qū)58處,學(xué)校等公共場(chǎng)所38處,距市區(qū)2 km2以內(nèi)的農(nóng)田28處,工業(yè)區(qū)15處,居民區(qū)69處。取樣點(diǎn)均為植被覆蓋的綠地(如草地、林地、草坪和農(nóng)田),采集表層0～20 cm的混合土壤,陰干,除去土樣中石子和動(dòng)植物殘?bào)w等異物后,分別過(guò)2 mm和100目篩備用。

1.3 實(shí)驗(yàn)室模擬試驗(yàn)

選取3種土壤理化性質(zhì)有差異的土壤(表1),將過(guò)2 mm篩的100g土壤分別放入于250mL錐形瓶中,添加 Cd、As、Pb 濃度分別為 1 μg·g-1、50 μg·g-1、500 μg·g-1(根據(jù)我國(guó)土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)三級(jí)標(biāo)準(zhǔn)設(shè)定),保持田間持水量的70%,28℃老化5周。測(cè)定土壤蔗糖酶、脲酶、芳香硫酸酯酶、過(guò)氧化氫酶、脫氫酶、堿性磷酸酶活性變化。

1.4 化學(xué)測(cè)定方法

土壤基本性質(zhì)的測(cè)定:土壤質(zhì)地劃分為粘粒(clay)、粉粒(silt)、砂粒(sand),0.5 mol·L-1NaPO3處理后,用激光衍射系統(tǒng)Malvern Master Sizer 2000(Malvern Co.,England)測(cè)定。測(cè)定pH的水土比為1:2.5,土樣與去離子水充分混勻,靜置30 min后測(cè)定。陽(yáng)離子交換量(CEC)的測(cè)定選擇醋酸銨法[18],蒸餾過(guò)程在凱氏定氮儀上完成,再用HCl標(biāo)準(zhǔn)液滴定。土壤有機(jī)碳(SOC)的測(cè)定選用鹽酸處理法[19],預(yù)處理后,使用元素分析儀Elementar Vario ELⅢ(Hanau Germany)測(cè)定有機(jī)碳含量。

土壤重金屬含量的測(cè)定:稱取過(guò)100目篩的土壤樣品0.5000 g,用土壤環(huán)境監(jiān)測(cè)技術(shù)規(guī)范(HJ/T 166-2004)中的HCl-HNO3-HF-HClO4法消解土壤。消解產(chǎn)物用1:1王水定容至250 mL,混勻過(guò)濾,取濾液用ICP-MS測(cè)定Cd和Pb含量;消解產(chǎn)物用1:1王水定容至50 mL,混勻過(guò)濾,取濾液用ICP-AES測(cè)定Cu和Zn含量。

土壤酶活性測(cè)定:蔗糖酶活性測(cè)定選用3,5-二硝基水楊酸法[20],生成的3-氨基-5-硝基水楊酸在酶標(biāo)儀(SPECTRA max190)波長(zhǎng)508 nm處比色,酶活性用 mg·葡萄糖(g·12 h)-1表示。脲酶測(cè)定選用苯酚-次氯酸鈉比色法[21],生成的NH4-N在酶標(biāo)儀波長(zhǎng)578 nm處比色,酶活性用μg·NH3-N(g·3 h)-1表示。芳香硫酸酯酶活性的測(cè)定選用氫氧化鈉-氯化鈣比色法[22],n-硝基酚在酶標(biāo)儀波長(zhǎng)400 nm處比色,酶活性用μg n-硝基酚(g·3 h)-1表示。過(guò)氧化氫酶采用紫外分光光度法[23],生成物用紫外分光光度計(jì)(UV-1700)在波長(zhǎng)240 nm處比色,酶活性用mg·H2O2(g·20 min)-1表示。脫氫酶活性測(cè)定選用TTC法[24],生成物在酶標(biāo)儀波長(zhǎng)400 nm處比色,酶活性用ng·TPF(g·15 h)-1表示。堿性磷酸酶活性的測(cè)定選用氯代二溴對(duì)苯醌亞胺比色法[25],生成物用酶標(biāo)儀在波長(zhǎng)578 nm處比色,酶活性用 μg苯酚(g·h)-1表示。

土壤微生物量碳(MBC)的測(cè)定選用氯仿熏蒸浸提法[26],可溶性碳的含量用總有機(jī)碳總氮分析儀Elementar Liqui TOC(Germany)測(cè)定,KEC取 0.45。

1.5 數(shù)據(jù)處理

采用SPSS 18.0軟件進(jìn)行描述性統(tǒng)計(jì)分析和相關(guān)分析;DPS軟件進(jìn)行方差分析(ANOVA)和多重比較;Origin 8.0軟件進(jìn)行擬合。在分析之前,為保證數(shù)據(jù)的正態(tài)分布特性,對(duì)測(cè)定的Cd、Cu、Zn濃度的原始數(shù)據(jù)進(jìn)行自然對(duì)數(shù)轉(zhuǎn)換;Pb濃度在進(jìn)行自然對(duì)數(shù)轉(zhuǎn)換后仍不是正態(tài)分布,需進(jìn)行Box-Cox(Minitab 15)轉(zhuǎn)換,轉(zhuǎn)換公式為y=x-0.331。

2 結(jié)果(Results)

2.1 土壤脲酶活性、MBC含量與土壤重金屬濃度的劑量效應(yīng)關(guān)系

根據(jù)Wang等[27]的研究結(jié)果,北京市五環(huán)內(nèi)建成區(qū)的主要重金屬污染物為Cd、Pb、Cu、Zn,除了少數(shù)幾個(gè)樣點(diǎn)的重金屬濃度達(dá)到土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)二級(jí)標(biāo)準(zhǔn)以外,其它大部分樣點(diǎn)的濃度在背景值或以下,且具有空間濃度變化梯度,具體濃度分布見表2。

表1 實(shí)驗(yàn)室模擬所用土壤的理化性質(zhì)Table 1 Characteristics of soil materials for laboratory simulation experiment

脲酶活性與土壤 Cd、Cu、Zn、Pb濃度劑量-效應(yīng)關(guān)系可以劃分為3種類型(表3)。脲酶活性與土壤Cd濃度的對(duì)數(shù)呈拋物線關(guān)系;與土壤Cu和Zn濃度的對(duì)數(shù)呈線性正相關(guān)關(guān)系;與Pb濃度呈冪指數(shù)相關(guān),隨著Pb濃度的增加,脲酶活性也增加。在北京五環(huán)以內(nèi)土壤重金屬的濃度范圍內(nèi)(Cd 0.003～0.98 μg·g-1,Cu 13.4 ～ 207.9 μg·g-1,Zn 29.4 ～ 322 μg·g-1,Pb 4.02 ～174 μg·g-1),土壤中的Cd、Cu、Zn、Pb 對(duì)脲酶活性沒(méi)有抑制作用。

對(duì)MBC、SOC和MBC/SOC與土壤重金屬含量的相關(guān)分析表明(表4),土壤MBC含量隨著Cd和Pb的濃度增加而增加,與Cu和Zn的相關(guān)性不顯著,SOC濃度隨著4種重金屬濃度的增加都顯著增加,而MBC/SOC隨著Cu、Zn、Pb的濃度增加而顯著降低。以上分析結(jié)果表明,與脲酶活性類似,這幾種重金屬對(duì)微生物量碳含量的累積并沒(méi)有顯著的抑制效應(yīng),但是對(duì)MBC/SOC比值的變化有顯著影響。已有研究表明,添加污泥而導(dǎo)致的土壤重金屬Cu和Zn的累積會(huì)導(dǎo)致土壤MBC/SOC比值降低[28]。城市固體廢棄物填埋也會(huì)由于土壤重金屬含量的升高而導(dǎo)致土壤MBC/SOC的比值減小為對(duì)照的1/3左右[14]。

MBC/SOC與土壤 Cd、Cu、Zn、Pb 濃度劑量-效應(yīng)關(guān)系可以分為3種類型(表5)。除了與土壤Cd濃度無(wú)顯著相關(guān)關(guān)系外,MBC/SOC與Cu、Zn、Pb的濃度呈顯著負(fù)相關(guān)關(guān)系。因此,在北京五環(huán)以內(nèi)土壤重金屬的濃度范圍內(nèi)(Cd 0.003 ～0.98 μg·g-1,Cu 13.4～207.9 μg·g-1,Zn 29.4 ～ 322 μg·g-1,Pb 4.02 ～ 174 μg·g-1),土壤重金屬污染打破了土壤微生物量碳和有機(jī)碳之間的平衡,且隨土壤 Cd、Cu、Zn、Pb濃度增加MBC/SOC比值減小。

表2 北京市五環(huán)以內(nèi)土壤重金屬濃度(μg·g-1)的統(tǒng)計(jì)值(N=233)［27］Table 2 Descriptive statistics on heavy metal concentrations(μg·g-1)of Beijing urban soils inside the 5th ring road(N=233)[27]

表3 土壤脲酶活性［μg·NH3-N(g·3 h)-1］與標(biāo)準(zhǔn)化的土壤重金屬濃度的關(guān)系(df=232)Table 3 Relationships between urease activities and ln(Cd),ln(Zn),ln(Cu)and Pb-0.331in soils

以上分析結(jié)果表明,土壤脲酶活性、MBC/SOC與土壤重金屬的劑量效應(yīng)關(guān)系存在一定的劑量效應(yīng)關(guān)系,但是決定系數(shù)均較低,脲酶活性土壤重金屬濃度的決定系數(shù)為0.05～0.10(表3),只能解釋變異系數(shù)的5% ～10%。MBC/SOC與這幾種重金屬的劑量效應(yīng)關(guān)系大部分的決定系數(shù)只能解釋總變異的5% ～6%,與Zn濃度的決定系數(shù)最高,但也只能解釋變異的10%(表5)。以上野外監(jiān)測(cè)的數(shù)據(jù)表明,在北京市建成區(qū)區(qū)域,土壤重金屬的累積沒(méi)有對(duì)土壤脲酶產(chǎn)生抑制作用,對(duì)于微生物量碳與有機(jī)碳之間的平衡有顯著影響,但是影響程度不高。

表4 土壤重金屬含量與土壤微生物生物量碳相關(guān)指標(biāo)的相關(guān)性Table 4 Correlation of soil heavy metal concentration and MBC,SOC,and MBC/SOC

2.2 土壤重金屬污染和土壤性質(zhì)對(duì)土壤脲酶活性的單一和聯(lián)合效應(yīng)

土壤因子和重金屬因子單獨(dú)和復(fù)合效應(yīng)分析結(jié)果表明,土壤中的6種受試土壤酶活性均受兩因素的聯(lián)合作用影響(表6,土壤 ×重金屬 p值均小于0.05)。而重金屬的單一作用只對(duì)蔗糖酶和脫氫酶活性變化有顯著影響;土壤性質(zhì)不同導(dǎo)致除脫氫酶以外的5種土壤酶活性都發(fā)生了顯著變化。

相關(guān)分析表明,土壤脲酶活性與土壤有機(jī)質(zhì)和土壤粘粒含量顯著正相關(guān)(表7,r值分別為0.943和0.937),且均達(dá)到極顯著水平。但土壤粘粒含量與土壤有機(jī)質(zhì)含量極顯著相關(guān),相關(guān)系數(shù)達(dá)0.999,這與土壤有機(jī)質(zhì)的粒級(jí)組成有關(guān),同時(shí)也表明兩因子之間存在共線性,為避免模擬過(guò)程中引入具有多重共線性的參數(shù),選擇土壤有機(jī)質(zhì)含量進(jìn)行后面的研究。此外,脲酶活性也與土壤pH顯著負(fù)相關(guān)(r分別為-0.649),這是因?yàn)槭茉囃寥谰鶠閴A性土,而pH=6.7是脲酶最適酸堿度。

表5 MBC/SOC與標(biāo)準(zhǔn)化的土壤重金屬濃度的關(guān)系(df=232)Table 5 Relationships between MBC/SOC and ln(Zn),ln(Cu)and Pb-0.331in soils

表6 土壤酶活性受土壤性質(zhì)和重金屬影響的方差分析Table 6 ANOVA analysis of enzyme activities in heavy metal polluted soils with different properties

表7 土壤脲酶活性［μg·NH3-N(g·3h)-1］與土壤性質(zhì)的相關(guān)分析(n=12)Table 7 Correlation between urease activity and soil property(n=12)

2.3 土壤理化性質(zhì)對(duì)土壤脲酶活性、MBC/SOC與土壤重金屬污染的劑量效應(yīng)關(guān)系的影響

根據(jù)表7脲酶活性與土壤性質(zhì)的相關(guān)性分析結(jié)果,引入土壤有機(jī)質(zhì)含量(SOC)和土壤pH作為主要的影響因子,對(duì)野外監(jiān)測(cè)數(shù)據(jù)進(jìn)行進(jìn)一步的劑量效應(yīng)關(guān)系分析。引入SOC和pH兩個(gè)參數(shù)后,重新計(jì)算的土壤脲酶活性、MBC/SOC與Cd、Cu、Zn、Pb濃度的相關(guān)系數(shù)為0.14～0.17(表8和表9),增加一倍左右。其中,土壤脲酶活性、MBC/SOC在表征Cd污染時(shí),R2增加均超過(guò)10%,表明了這兩種土壤性質(zhì)對(duì)Cd的毒性效應(yīng)有很大程度的影響。MBC/SOC與脲酶活性相比,決定系數(shù)R2增加更多,表明MBC/SOC比土壤脲酶活性對(duì)這兩種土壤性質(zhì)更為敏感。

上述結(jié)果也表明,除了土壤重金屬濃度、土壤有機(jī)碳含量和pH值,還有未被考慮的因素影響土壤酶活性和微生物量碳對(duì)土壤重金屬的響應(yīng),所有其它因素的決定系數(shù)超過(guò)80%。土壤重金屬的毒性效應(yīng)還受到季節(jié)、植被覆蓋以及復(fù)合污染的聯(lián)合效應(yīng)等影響。土壤微生物的活性有季節(jié)性波動(dòng),Zhang等[29]相關(guān)研究指出,重金屬對(duì)土壤酶的作用在春天和夏天比秋天明顯。植被因素也會(huì)影響重金屬對(duì)土壤微生物和土壤酶的毒性效應(yīng)。Yang等[30]的研究指出,植物種類相對(duì)復(fù)雜的地區(qū)土壤脲酶的活性相對(duì)較高。重金屬?gòu)?fù)合效應(yīng)對(duì)土壤酶和微生物的作用也與單一重金屬效應(yīng)不同,Khan等[31]指出Cd和Pb共存時(shí)對(duì)土壤酶活性的抑制作用大于單一重金屬。而Wyszkowska等[32]的研究表明單一重金屬Cu對(duì)土壤酶的毒性作用大于 Cu 與 Zn、Ni、Pb、Cd、Cr的復(fù)合作用。3種重金屬共存時(shí),由于協(xié)同作用的影響,對(duì)土壤酶的抑制作用要大于單一重金屬[33]。如何綜合并定量化這些因素將是完善土壤重金屬生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)的關(guān)鍵。

綜合以上的研究結(jié)果表明,土壤酶活性和微生物碳含量受重金屬含量和土壤性質(zhì)聯(lián)合效應(yīng)的影響。在北京建成區(qū)土壤重金屬的含量范圍內(nèi)(Cd 0.003 ～0.98 μg·g-1,Cu 13.4 ～ 207.9 μg·g-1,Zn 29.4 ～3 22μg·g-1,Pb4.02 ～ 174μg·g-1),土壤重金屬含量只能解釋脲酶活性變化和MBC/SOC變化的5%～10%;通過(guò)室內(nèi)模擬實(shí)驗(yàn)引入土壤有機(jī)質(zhì)含量和pH兩個(gè)土壤性質(zhì)參數(shù)后,重新建立的脲酶活性、MBC/SOC與土壤重金屬濃度的相關(guān)系數(shù)變大,可以解釋總變異的14%～17%。

表8 脲酶活性與土壤性質(zhì)、標(biāo)準(zhǔn)化重金屬濃度的關(guān)系Table 8 Relationships between urease activities and soil properties and ln(Cd),ln(Zn),ln(Cu)and Pb-0.331in soils

表9 MBC/SOC與土壤性質(zhì)、標(biāo)準(zhǔn)化重金屬濃度的關(guān)系Table 9 Relationships between MBC/SOC and soil properties and ln(Cd),ln(Zn),ln(Cu)and Pb-0.331in soils

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