汪杏,沈根祥,胡雙慶*,顧海蓉,崔春燕,朱明遠(yuǎn),趙曉祥
(1.東華大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院,上海201620;2.上海市環(huán)境科學(xué)研究院,上海200233;3.華東理工大學(xué)中德工學(xué)院,上海200237)
鉻( VI)和菲單一及復(fù)合污染對(duì)土壤微生物酶活性的影響
汪杏1,沈根祥2,胡雙慶2*,顧海蓉2,崔春燕1,朱明遠(yuǎn)3,趙曉祥1
(1.東華大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院,上海201620;2.上海市環(huán)境科學(xué)研究院,上海200233;3.華東理工大學(xué)中德工學(xué)院,上海200237)
采集上海青浦現(xiàn)代農(nóng)業(yè)園區(qū)稻田土壤,通過(guò)室內(nèi)模擬試驗(yàn),研究鉻(Ⅵ)和菲單一及復(fù)合暴露對(duì)土壤微生物過(guò)氧化氫酶和脫氫酶活性的影響及交互作用方式。鉻(Ⅵ)和菲單一及復(fù)合暴露對(duì)兩種酶活性的影響表現(xiàn)出明顯的濃度-效應(yīng)關(guān)系,整體上隨污染物濃度升高,酶活性降低,但低濃度菲對(duì)過(guò)氧化氫酶表現(xiàn)出略微激活效應(yīng)。以暴露第7 d為評(píng)價(jià)終點(diǎn),鉻(Ⅵ)暴露對(duì)土壤過(guò)氧化氫酶EC10和EC20分別為203.61、471.48 mg·kg-1,菲暴露對(duì)土壤過(guò)氧化氫酶EC10和EC20分別為299.89 mg·kg-1和大于800.00 mg·kg-1,復(fù)合暴露對(duì)土壤過(guò)氧化氫酶EC10和EC20分別為116.14、349.28 mg·kg-1;鉻(Ⅵ)暴露對(duì)土壤脫氫酶EC10和EC20都小于50.00 mg· kg-1,菲暴露對(duì)土壤脫氫酶EC10和EC20分別為113.63、223.49 mg·kg-1,復(fù)合暴露對(duì)土壤脫氫酶EC10和EC20都小于100.00 mg·kg-1。表明脫氫酶比過(guò)氧化氫酶更加敏感。采用酶活性凈變量法評(píng)價(jià)交互作用方式,結(jié)果表明鉻(Ⅵ)和菲復(fù)合污染對(duì)土壤微生物過(guò)氧化氫酶和脫氫酶的交互作用方式均表現(xiàn)為拮抗作用。
鉻;菲;復(fù)合污染;過(guò)氧化氫酶;脫氫酶
汪杏,沈根祥,胡雙慶,等.鉻(Ⅵ)和菲單一及復(fù)合污染對(duì)土壤微生物酶活性的影響[J].農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào),2016,35(7):1300-1307.
WANG Xing,SHEN Gen-xiang,HU Shuang-qing,et al.Effects of single and joint pollution of chromium(Ⅵ)and phenanthrene on microbiological enzyme activities in soil[J].Journal of Agro-Environment Science,2016,35(7):1300-1307.
自然界中污染發(fā)生常常具有綜合性,重金屬和多環(huán)芳烴都是環(huán)境中的微量持久性污染物,往往同時(shí)或先后進(jìn)入環(huán)境形成復(fù)合污染[1]。通常認(rèn)為含碳有機(jī)物的不完全燃燒可形成多環(huán)芳烴,石油泄漏也會(huì)增加環(huán)境中多環(huán)芳烴的含量[2]。這些污染物質(zhì)進(jìn)入大氣環(huán)境中,絕大部分通過(guò)大氣沉降進(jìn)入土壤,據(jù)估計(jì),有90%的多環(huán)芳烴在土壤表面殘留[3]。劉增俊等[4]研究發(fā)現(xiàn),蘇州和嘉興農(nóng)田土壤中15種多環(huán)芳烴的總量范圍分別為45.4~3703 μg·kg-1和9.0~2421μg·kg-1,其中,菲、熒蒽、苯并[b]熒蒽為兩個(gè)地區(qū)土壤中多環(huán)芳烴的主要成分。菲在污染環(huán)境中的含量高,而且有著與致癌多環(huán)芳烴類似的區(qū)域結(jié)構(gòu),所以菲成為多環(huán)芳烴研究中的模式化合物[5]。土壤重金屬污染主要源于農(nóng)業(yè)生產(chǎn)中化肥、農(nóng)藥的過(guò)量施用,長(zhǎng)期污水灌溉以及人類活動(dòng)造成的大氣沉降等[6]。王京[7]對(duì)崇明島主要公路路邊土壤研究發(fā)現(xiàn),Cr(Ⅵ)的濃度范圍為72.1~309.7mg·kg-1,平均含量為110.3mg·kg-1,且局部污染嚴(yán)重。近年來(lái),隨著工農(nóng)業(yè)生產(chǎn)的快速發(fā)展,鉻的用途越來(lái)越多,鉻污染風(fēng)險(xiǎn)越來(lái)越大[8]。
土壤中微生物酶的種類繁多,胞外酶過(guò)氧化氫酶和胞內(nèi)酶脫氫酶都屬于氧化還原酶,在土壤有機(jī)質(zhì)的氧化和腐殖質(zhì)的形成方面起著重要作用。土壤酶對(duì)土壤環(huán)境質(zhì)量的變化反應(yīng)迅速,常被用來(lái)作為指示土壤環(huán)境質(zhì)量的生物學(xué)指標(biāo)[9]。曾有學(xué)者研究重金屬、多環(huán)芳烴對(duì)土壤酶活性的影響[10-11],提出了脫氫酶活性是表征重金屬和多環(huán)芳烴污染的一項(xiàng)重要指標(biāo)。過(guò)氧化氫酶被看作是好氧微生物的指示物,其活性與好氧微生物的數(shù)量、土壤肥力有密切聯(lián)系[12]。研究發(fā)現(xiàn),土壤中有機(jī)污染物與重金屬?gòu)?fù)合污染對(duì)土壤酶活性的影響隨著污染物濃度以及培養(yǎng)時(shí)間的變化而有所不同[13-14]。
目前研究主要集中在單一重金屬、多環(huán)芳烴,以及重金屬和農(nóng)藥復(fù)合污染對(duì)土壤酶活性的影響方面,鉻(Ⅵ)和菲復(fù)合污染對(duì)土壤酶活性的影響尚無(wú)報(bào)道。本文采用上海青浦現(xiàn)代農(nóng)業(yè)園區(qū)稻田土,以土壤脫氫酶和過(guò)氧化氫酶活性作為指標(biāo),通過(guò)室內(nèi)模擬試驗(yàn),研究了鉻(Ⅵ)和菲單一及復(fù)合污染對(duì)脫氫酶和過(guò)氧化氫酶活性的影響,并通過(guò)濃度-效應(yīng)關(guān)系評(píng)價(jià)兩種污染物的聯(lián)合作用類型,以期為環(huán)境標(biāo)準(zhǔn)制定和復(fù)合污染的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)提供理論依據(jù)。
1.1試驗(yàn)材料
1.1.1試驗(yàn)土壤
試驗(yàn)土壤為上海青浦現(xiàn)代農(nóng)業(yè)園區(qū)稻田土,土壤質(zhì)地為青紫泥,采集0~20 cm表層土樣,剔除植物殘根及石礫等雜物,經(jīng)風(fēng)干、磨碎后過(guò)1 mm篩,保存?zhèn)溆?。常?guī)方法測(cè)定土壤基本理化性質(zhì)[15-16],見(jiàn)表1。
表1 試驗(yàn)土壤理化性質(zhì)Table 1 Physical-chemical properties of soil tested
1.1.2試劑和儀器
試劑:過(guò)氧化氫、鹽酸、高錳酸鉀、草酸鈉、葡萄糖、甲醇均為分析純,購(gòu)自國(guó)藥集團(tuán)化學(xué)試劑有限公司;重鉻酸鉀、菲、硫酸、三-羥甲基-氨基甲烷、三苯甲臜均為分析純,購(gòu)自中國(guó)醫(yī)藥(集團(tuán))上?;瘜W(xué)試劑公司。
儀器:紫外分光光度計(jì)(UV-7504,上海欣茂儀器有限公司),人工氣候箱(MLR-352-PC,松下健康醫(yī)療器械株式會(huì)社),電熱恒溫鼓風(fēng)干燥箱(DHG-9246A,上海精宏實(shí)驗(yàn)設(shè)備有限公司),振蕩器(HY-2,國(guó)華電器有限公司),pH計(jì)(S220,梅特勒-托多儀器(上海)有限公司),電子天平(YP2001N,上海精密科學(xué)儀器有限公司)。
1.2試驗(yàn)方法
1.2.1鉻(Ⅵ)和菲單一及復(fù)合暴露試驗(yàn)
根據(jù)污染場(chǎng)地中鉻(Ⅵ)監(jiān)測(cè)濃度[7]設(shè)計(jì)暴露濃度范圍(0~800 mg·kg-1),鉻污染土樣配置方法為:將重鉻酸鉀溶于去離子水中,配制成不同濃度梯度的溶液,然后加入到稱量好的過(guò)篩土樣中,使得鉻(Ⅵ)污染濃度(以純鉻記,下同)分別為0、50.00、100.00、200.00、400.00、800.00 mg·kg-1。
按照酶活性凈變化量(ΔI)[17]的計(jì)算要求,復(fù)合污染物濃度比為1:1,因此菲的暴露濃度范圍也是0~800 mg·kg-1。菲污染土樣配置方法為:將菲溶于少量有機(jī)溶劑丙酮中,配制成不同濃度梯度的溶液,加入到稱量好的過(guò)篩土樣中,充分混勻,放入通風(fēng)櫥中,待丙酮完全揮發(fā),使得菲污染濃度分別為0、50.00、100.00、200.00、400.00、800.00 mg·kg-1。
鉻和菲復(fù)合污染土樣采用上述相同方法配置,使得復(fù)合污染土壤中鉻(Ⅵ)和菲的污染濃度分別為0、50.00、100.00、200.00、400.00、800.00 mg·kg-1和0、50.00、100.00、200.00、400.00、800.00 mg·kg-1。
添加污染物后,反復(fù)攪拌,使污染物在100 g過(guò)篩干土中均勻分布,再用去離子水調(diào)節(jié)至最大持水量的60%。將處理好的土樣移入到150 mL的小燒杯中,覆蓋無(wú)菌封口膜,防止水分過(guò)量蒸發(fā),然后放在24℃人工氣候箱中恒溫培養(yǎng)。分設(shè)空白對(duì)照組和助溶劑對(duì)照組,每組設(shè)有3個(gè)平行。分別在處理后第1、3、5、7、10 d取樣,測(cè)定過(guò)氧化氫酶和脫氫酶活性以及土樣的含水率。所有結(jié)果均以每克土壤干重表示,鮮重按照烘干法測(cè)得的濕度換算成干重。
1.2.2脫氫酶和過(guò)氧化氫酶活性測(cè)定
脫氫酶的測(cè)定采用TTC比色法[18]。稱取3.0 g土樣置于100 mL三角瓶中,加入4 mL TTC-葡萄糖-Tris緩沖液,置于37℃人工氣候箱黑暗條件下培養(yǎng)24 h;取出后用10 mL左右甲醇提取,定性濾紙過(guò)濾,再用50 mL比色管定容;濾液即刻用紫外分光光度計(jì)在485 nm波長(zhǎng)下測(cè)定吸光度。脫氫酶活性以土樣中TPF μg·g-1表示。
過(guò)氧化氫酶的測(cè)定采用高錳酸鉀滴定法[19]。稱取3.0 g土樣置于100 mL三角瓶中,加入40 mL蒸餾水和5 mL 0.3%過(guò)氧化氫溶液;將三角瓶放在振蕩器上振蕩20 min后,加入5 mL 3.0 mol·L-1硫酸,用以穩(wěn)定未分解的過(guò)氧化氫;將瓶中懸液用定性濾紙過(guò)濾,量取25 mL濾液,用0.1 mol·L-1高錳酸鉀滴定至淡粉紅色終點(diǎn)。過(guò)氧化氫酶活性以單位干土消耗的0.1 mol· L-1高錳酸鉀的毫升數(shù)表示。
1.2.3數(shù)據(jù)分析與聯(lián)合作用評(píng)價(jià)
試驗(yàn)數(shù)據(jù)為3次平行試驗(yàn)的算術(shù)平均值,數(shù)據(jù)采用Excel進(jìn)行初步計(jì)算及處理。采用SPSS統(tǒng)計(jì)分析軟件對(duì)數(shù)據(jù)進(jìn)行單因素方差分析。
酶活性抑制率計(jì)算[20]:
式中:R為抑制(激活)率;a為對(duì)照組測(cè)定值;b為處理組測(cè)定值。
采用計(jì)算酶活性凈變化量(ΔI)[17]的方法來(lái)判斷鉻(Ⅵ)和菲對(duì)土壤酶活性的聯(lián)合作用:
式中:ICr(VI)+Phe、ICr(Ⅵ)、IPhe和ICK為同時(shí)或分別加入鉻(Ⅵ)和菲土壤的酶活性以及空白對(duì)照土樣的酶活性。
ΔI=0,鉻(Ⅵ)和菲之間無(wú)交互作用;ΔI>0,鉻(Ⅵ)和菲之間存在拮抗作用;ΔI<0,鉻(Ⅵ)和菲之間存在協(xié)同作用。
2.1菲單一暴露對(duì)脫氫酶和過(guò)氧化氫酶活性的影響
以菲的暴露時(shí)間為橫坐標(biāo),以脫氫酶及過(guò)氧化氫酶的活性為縱坐標(biāo)作圖,如圖1。隨著暴露時(shí)間的延長(zhǎng),各處理組土樣中脫氫酶活性出現(xiàn)一定波動(dòng),時(shí)間-效應(yīng)關(guān)系不明顯,只有最高暴露濃度(800.00 mg·kg-1)酶活性隨著暴露時(shí)間的增加而明顯降低。暴露濃度為50.00 mg·kg-1和100.00 mg·kg-1時(shí),對(duì)脫氫酶的抑制作用不顯著。從整體來(lái)看,隨著菲暴露濃度的增加,脫氫酶活性逐漸降低,其濃度-效應(yīng)關(guān)系明顯,當(dāng)暴露第10 d時(shí),高濃度處理組中土壤脫氫酶活性抑制率達(dá)到64.38%。
在暴露的第1 d,暴露濃度為50.00 mg·kg-1時(shí)過(guò)氧化氫酶活性有略微升高,表現(xiàn)出激活作用;從整體來(lái)看,過(guò)氧化氫酶的活性隨著菲暴露濃度的增加而降低,暴露濃度為400.00 mg·kg-1和800.00 mg·kg-1時(shí),菲對(duì)過(guò)氧化氫酶的抑制率達(dá)到了極顯著差異(P<0.01)。菲對(duì)過(guò)氧化氫酶活性影響并未表現(xiàn)出明顯的時(shí)間-效應(yīng)關(guān)系,而是出現(xiàn)波動(dòng)變化,過(guò)氧化氫酶抑制率最高僅為20%左右。
圖1 菲單一暴露對(duì)土壤脫氫酶和過(guò)氧化氫酶活性的影響Figure 1 Effects of single phenanthrene on dehydrogenase and catalase activities in soil
多環(huán)芳烴對(duì)土壤酶的影響與其濃度有關(guān),低濃度的菲對(duì)兩種土壤酶活性并無(wú)抑制作用,反而表現(xiàn)出一定的激活作用,主要是微生物對(duì)污染物的適應(yīng)或是利用外源污染物作為碳源和能量所致[21]。這與宮璇等[22]的研究結(jié)果相似,土壤中過(guò)氧化氫酶的活性也沒(méi)有顯著變化,可以認(rèn)為向土壤中添加菲對(duì)土壤中好氧微生物的影響不大。高濃度的多環(huán)芳烴會(huì)抑制土壤中多種酶活性,菲對(duì)土壤過(guò)氧化氫酶和脫氫酶產(chǎn)生抑制作用的原因可能是其經(jīng)轉(zhuǎn)化后參與酶促反應(yīng)過(guò)程,進(jìn)而影響微生物的生長(zhǎng)和代謝。
2.2鉻(Ⅵ)單一暴露對(duì)脫氫酶和過(guò)氧化氫酶活性的影響
以鉻(Ⅵ)的暴露時(shí)間為橫坐標(biāo),以脫氫酶及過(guò)氧化氫酶的活性為縱坐標(biāo)作圖,如圖2。隨著鉻暴露濃度的升高,鉻(Ⅵ)對(duì)脫氫酶的抑制作用總體來(lái)看逐漸增加,表現(xiàn)出一定濃度-效應(yīng)關(guān)系。整個(gè)暴露階段,不同濃度組鉻(Ⅵ)對(duì)脫氫酶的抑制作用都非常明顯,即使最低濃度暴露組(50.00 mg·kg-1),脫氫酶活性也受到較強(qiáng)影響(最低抑制率為81.69%)。
隨著暴露時(shí)間的延長(zhǎng),各處理組過(guò)氧化氫酶活性出現(xiàn)一定波動(dòng),但時(shí)間-效應(yīng)關(guān)系不明顯。在暴露的第3 d和第5 d,暴露濃度為50.00 mg·kg-1時(shí),過(guò)氧化氫酶的活性高于各自的空白對(duì)照組,表現(xiàn)出一定程度的激活作用。這與魏威等[23]的研究結(jié)果相似,低濃度鉻(Ⅵ)處理對(duì)過(guò)氧化氫酶有一定刺激作用。從整體來(lái)看,隨著暴露濃度的增加,鉻(Ⅵ)對(duì)過(guò)氧化氫酶的抑制作用逐漸增加,且濃度-效應(yīng)關(guān)系明顯。高濃度處理組中過(guò)氧化氫酶活性抑制率最高為47.56%,與段雄偉等[24]的研究結(jié)果相似,較高濃度鉻(Ⅵ)處理顯著降低了過(guò)氧化氫酶活性。但是隨著暴露時(shí)間的延長(zhǎng),高濃度暴露組(800 mg·kg-1)對(duì)過(guò)氧化氫酶活性的抑制率降低,這可能與土壤中部分鉻(Ⅵ)轉(zhuǎn)變?yōu)殂t(Ⅲ)有關(guān)。
低濃度鉻(Ⅵ)暴露對(duì)過(guò)氧化氫酶產(chǎn)生激活作用的原因一方面可能是土壤有機(jī)質(zhì)對(duì)土壤酶的保護(hù)作用和對(duì)鉻的吸附緩沖作用,導(dǎo)致其對(duì)土壤酶毒害較小,表觀上表現(xiàn)為激活作用;另一方面可能由于酶作為蛋白質(zhì),重金屬離子作為輔基,有利于酶活性中心與底物的配位結(jié)合,使酶分子與酶活性中心保持一定的專性結(jié)構(gòu),改變酶促反應(yīng)的平衡性和酶蛋白的表面電荷,從而增強(qiáng)酶活性[25]。較高濃度重金屬對(duì)過(guò)氧化氫酶的抑制作用是因?yàn)橹亟饘匐x子與酶分子的-SH,-NH2,-OH,-COOH等官能團(tuán)形成牢固的共價(jià)鍵,使酶的立體結(jié)構(gòu)變形,酶活性部位封閉,酶活性得以抑制[26]。
鉻(Ⅵ)對(duì)脫氫酶活性產(chǎn)生抑制作用,其機(jī)理可能是因酶分子中的活性部位——巰基和含咪唑的配位結(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,或者可能是由于重金屬通過(guò)抑制土壤微生物的生長(zhǎng)和繁殖,減少體內(nèi)酶的合成和分泌,最終導(dǎo)致酶活性下降[27]。有研究表明,銅、汞、銀離子通過(guò)蛋白質(zhì)凝固來(lái)破壞細(xì)胞結(jié)構(gòu),使細(xì)胞滅活,對(duì)細(xì)菌有直接毒害作用,而重金屬鉻(Ⅵ)也常被用于制造農(nóng)藥殺菌劑。高秀麗等[28]指出過(guò)氧化氫酶、脫氫酶活性可以用于表征土壤重金屬污染的程度。這表明脫氫酶對(duì)土壤鉻(Ⅵ)污染特別敏感,可以作為土壤鉻(Ⅵ)污染的重要指標(biāo)。
2.3鉻(Ⅵ)和菲復(fù)合暴露對(duì)脫氫酶和過(guò)氧化氫酶活性的影響
以復(fù)合污染的暴露時(shí)間為橫坐標(biāo),酶活性為縱坐標(biāo)作圖,如圖3。隨著暴露時(shí)間的延長(zhǎng),各處理組土樣過(guò)氧化氫酶活性出現(xiàn)一定波動(dòng),但時(shí)間-效應(yīng)關(guān)系不明顯。從整體來(lái)看,鉻(Ⅵ)和菲復(fù)合暴露對(duì)過(guò)氧化氫酶活性影響的濃度-效應(yīng)關(guān)系明顯,即隨著暴露濃度的增加,過(guò)氧化氫酶活性逐漸降低,最高復(fù)合暴露濃度為1 600.00 mg·kg-1時(shí),過(guò)氧化氫酶活性抑制率約為30%。
圖2 鉻(Ⅵ)單一暴露對(duì)土壤脫氫酶和過(guò)氧化氫酶活性的影響Figure 2 Effects of single Cr(Ⅵ)on dehydrogenase and catalase activities in soil
圖3 鉻(Ⅵ)和菲復(fù)合暴露對(duì)土壤脫氫酶和過(guò)氧化氫酶活性的影響Figure 3 Effects of Cr(Ⅵ)and phenanthrene in combination on dehydrogenase and catalase activities in soil
相比而言,脫氫酶活性受到明顯抑制,從整體來(lái)看,隨著暴露濃度的增加,鉻(Ⅵ)和菲復(fù)合暴露對(duì)脫氫酶的抑制作用逐漸增加,其濃度-效應(yīng)關(guān)系明顯。最高復(fù)合暴露濃度為1 600.00 mg·kg-1時(shí),脫氫酶活性抑制率最高達(dá)到95.02%。隨著暴露時(shí)間的延長(zhǎng),各處理組土樣脫氫酶活性出現(xiàn)一定波動(dòng),但時(shí)間-效應(yīng)關(guān)系不明顯。
鉻(Ⅵ)和菲單一及復(fù)合暴露條件下對(duì)土壤脫氫酶的影響都高于過(guò)氧化氫酶。脫氫酶是一種僅在細(xì)胞內(nèi)有活性的酶,因此其活性更能反映污染物對(duì)土壤微生物的影響[29-30]。鉻(Ⅵ)對(duì)土壤酶活性的影響高于菲,因?yàn)榉茖儆谟袡C(jī)物,低濃度的菲可被細(xì)菌作為碳源和能量。在存在鉻(Ⅵ)污染的條件下,酶活性都會(huì)受到明顯抑制,并且鉻(Ⅵ)對(duì)脫氫酶活性的影響明顯大于過(guò)氧化氫酶活性。
2.4鉻(Ⅵ)和菲單一及復(fù)合暴露條件下兩種酶活性抑制率與污染物的濃度-效應(yīng)關(guān)系
在暴露第7 d時(shí),酶活性變化基本達(dá)到穩(wěn)定,所以選擇暴露第7 d作為評(píng)價(jià)終點(diǎn)。鉻(Ⅵ)和菲單一及復(fù)合污染條件下,對(duì)土壤過(guò)氧化氫酶和脫氫酶活性抑制率與其相應(yīng)濃度進(jìn)行Probit擬合,如表2??梢?jiàn),兩種土壤酶活性變化率與其濃度對(duì)數(shù)之間存在較好的線性關(guān)系,而且從其EC10和EC20可以看出,土壤脫氫酶比過(guò)氧化氫酶敏感。
在《農(nóng)用地土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)(二次征求意見(jiàn)稿)》[31]中,提出水田(6.5<pH≤7.5)總鉻的限值為300 mg·kg-1。對(duì)照本研究結(jié)果可知,該值低于鉻(Ⅵ)單一及復(fù)合污染對(duì)過(guò)氧化氫酶的EC20值,因而在限值條件下對(duì)土壤過(guò)氧化氫酶不會(huì)產(chǎn)生顯著影響;但高于對(duì)脫氫酶的EC20值,因此在最大限值濃度時(shí)會(huì)對(duì)土壤脫氫酶產(chǎn)生毒性。目前農(nóng)田土壤環(huán)境尚未制定菲的限值標(biāo)準(zhǔn),參考《上海市場(chǎng)地土壤環(huán)境健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估篩選值(試行)》中敏感用地菲的土壤健康風(fēng)險(xiǎn)篩選值(381 mg·kg-1),發(fā)現(xiàn)篩選值均高于菲單一或復(fù)合污染對(duì)兩種酶的EC10值,表明土壤中菲污染在不引起健康風(fēng)險(xiǎn)時(shí),也不能忽視其可能存在的生態(tài)環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)。
表2 鉻(Ⅵ)和菲單一及復(fù)合暴露對(duì)土壤過(guò)氧化氫酶和脫氫酶活性濃度-效應(yīng)關(guān)系統(tǒng)計(jì)分析結(jié)果Table 2 Statistical analysis of concentration-effect relationship of catalase and dehydrogenase activities exposed separately or jointly to Cr(Ⅵ)and phenanthrene
2.5鉻(Ⅵ)和菲復(fù)合暴露條件下對(duì)兩種酶活性影響的交互作用
采用計(jì)算酶活性凈變量(ΔI)的方法來(lái)判斷鉻(Ⅵ)和菲復(fù)合污染對(duì)土壤過(guò)氧化氫酶活性的影響是否存在交互作用,計(jì)算結(jié)果見(jiàn)表3。從整體來(lái)看,鉻(Ⅵ)和菲對(duì)土壤過(guò)氧化氫酶活性的交互作用表現(xiàn)為拮抗。隨著污染物濃度的升高,拮抗效應(yīng)有增強(qiáng)趨勢(shì);隨著樣品暴露時(shí)間的延長(zhǎng),相應(yīng)濃度下的拮抗效應(yīng)減弱。
由表4可知,從整體來(lái)看,鉻(Ⅵ)和菲復(fù)合污染對(duì)土壤脫氫酶活性的交互作用表現(xiàn)為拮抗作用。隨著污染物濃度的升高,鉻(Ⅵ)和菲的拮抗效應(yīng)更加明顯。但隨樣品暴露時(shí)間的延長(zhǎng),相應(yīng)濃度下的拮抗效應(yīng)減弱。
表3 鉻(Ⅵ)和菲1:1復(fù)合暴露下土壤過(guò)氧化氫酶活性的ΔITable 3 Net change of catalase activity in soil co-exposed to Cr(Ⅵ)and phenanthrene at concentration ratio of 1:1
鉻(Ⅵ)和菲復(fù)合暴露對(duì)土壤過(guò)氧化氫酶和脫氫酶的交互作用都表現(xiàn)為拮抗作用。這與沈國(guó)清等[14]研究重金屬Zn和多環(huán)芳烴苯并[a]芘的交互作用結(jié)果相似,其對(duì)脲酶和脫氫酶也都表現(xiàn)出拮抗作用。Moreau等[32]認(rèn)為,菲對(duì)Zn的拮抗作用可能是因?yàn)榉聘淖兞巳苊阁w膜的穩(wěn)定性及功能,從而解除Zn的毒害作用。Teisseire等[33]認(rèn)為,敵草隆與銅之間的拮抗作用是由于前者可消除由Cu誘導(dǎo)產(chǎn)生的氧化脅迫,同時(shí)敵草隆還可促進(jìn)酶活性(如谷胱甘肽還原酶、抗過(guò)氧化物酶等),提高了細(xì)胞抗氧化能力。谷盼妮等[34]認(rèn)為,重金屬與有機(jī)物復(fù)合污染的聯(lián)合毒性效應(yīng)產(chǎn)生機(jī)理可能是競(jìng)爭(zhēng)結(jié)合位點(diǎn)、影響微生物及酶活性、干擾生物生理活動(dòng)及生物大分子的合成等。
分析鉻(Ⅵ)和菲發(fā)生拮抗作用的機(jī)理,可能是鉻以六價(jià)離子態(tài)存在于土壤溶液中,易被靜電吸附,降低土壤表面負(fù)荷,促進(jìn)土壤對(duì)菲的吸附固定,從而減弱鉻(Ⅵ)與菲的生物有效性。此外,鉻(Ⅵ)具有強(qiáng)氧化性,添加到土壤中后,可被其中的還原劑如有機(jī)質(zhì)還原,部分鉻(Ⅵ)會(huì)轉(zhuǎn)變成鉻(Ⅲ)[35]。同時(shí),土壤pH值、氧化還原電位等因素也會(huì)影響污染物形態(tài)和微生物活性。Liao等[36]研究發(fā)現(xiàn)在高pH值土壤中,微生物能有效修復(fù)土壤中的鉻(Ⅵ)污染。潘勝?gòu)?qiáng)等[37]研究發(fā)現(xiàn)土壤理化性質(zhì)如黏土礦物、土壤pH值、土壤有機(jī)質(zhì)、土壤質(zhì)地、土壤氧化還原電位會(huì)對(duì)土壤酶活性產(chǎn)生一定影響。因此在復(fù)合暴露條件下,菲的添加也可能引起土壤肥力和理化性質(zhì)的變化。但由于復(fù)合暴露的作用機(jī)制受污染物種類與濃度、污染物結(jié)構(gòu)與性質(zhì)、土壤肥力等多種因素的影響,鉻(Ⅵ)和菲復(fù)合暴露具體的聯(lián)合作用致毒機(jī)理還有待于進(jìn)一步研究。
(1)鉻(Ⅵ)和菲單一及復(fù)合暴露對(duì)土壤微生物過(guò)氧化氫酶和脫氫酶活性的影響表現(xiàn)出明顯的濃度-效應(yīng)關(guān)系,整體上隨污染物濃度升高,酶活性降低,但低濃度菲對(duì)過(guò)氧化氫酶表現(xiàn)出略微激活效應(yīng)。
表4 鉻(Ⅵ)和菲1:1復(fù)合暴露下土壤脫氫酶活性的ΔITable 4 Net change of dehydrogenase activity in soil co-exposed to Cr(Ⅵ)and phenanthrene at concentration ratio of 1:1
(2)以暴露第7 d為評(píng)價(jià)終點(diǎn),鉻(Ⅵ)暴露對(duì)土壤過(guò)氧化氫酶EC10和EC20分別為203.61、471.48 mg·kg-1,菲暴露對(duì)土壤過(guò)氧化氫酶EC10和EC20分別為299.89 mg·kg-1和大于800.00 mg·kg-1;鉻(Ⅵ)暴露對(duì)土壤脫氫酶EC10和EC20都小于50.00 mg·kg-1,毒性效應(yīng)較強(qiáng),菲暴露對(duì)土壤脫氫酶EC10和EC20分別為113.63、223.49 mg·kg-1。
(3)鉻(Ⅵ)對(duì)土壤微生物酶活性的影響高于菲,鉻(Ⅵ)和菲單一及復(fù)合污染條件下對(duì)脫氫酶的影響都高于過(guò)氧化氫酶。
(4)鉻(Ⅵ)和菲復(fù)合暴露對(duì)土壤微生物過(guò)氧化氫酶和脫氫酶的交互作用均表現(xiàn)為拮抗作用。
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Effects of single and joint pollution of chromium(Ⅵ)and phenanthrene on microbiological enzyme activities in soil
WANG Xing1,SHEN Gen-xiang2,HU Shuang-qing2*,GU Hai-rong2,CUI Chun-yan1,ZHU Ming-yuan3,ZHAO Xiao-xiang1
(1.College of Environmental Science and Engineering,Donghua University,Shanghai 201620,China;2.Shanghai Academy of Environmental Sciences,Shanghai 200233,China;3.Sino-German College of Technology,East China University of Science and Technology,Shanghai 200237,China)
Soils have suffered from single or combined pollution by various pollutants including heavy metals and polycyclic aromatic hydrocarbons(PAHs).However,the interactive and toxic effects of chromium(Ⅵ)and phenanthrene on soil microbiological enzymes activities remain unknown.In an indoor simulation test,the effects of single and co-exposure of chromium(Ⅵ)and phenanthrene on soil catalase and dehydrogenase activities were examined in a paddy soil collected from Qingpu modern agricultural park in Shanghai.There were significant correlations between enzyme activity and concentrations of chromium(Ⅵ)and phenanthrene.Basically,the enzymatic activities decreased with increasing pollutant concentrations.However,at low concentrations of phenanthrene,the activity of catalase was promoted. For catalase,the 7 d-EC10and 7 d-EC20values of chromium(Ⅵ)were 203.61 mg·kg-1and 471.48 mg·kg-1,respectively,while those of phenanthrene were 299.89 mg·kg-1and over 800.00 mg·kg-1,respectively.For dehydrogenase,the 7 d-EC10and 7 d-EC20values of chromium(Ⅵ)were both less than 50.00 mg·kg-1,whereas those of phenanthrene were 113.63 mg·kg-1and 223.49 mg·kg-1,respectively. These results indicated that dehydrogenase was more sensitive to both chromium(Ⅵ)and phenanthrene pollution than catalase was.The interaction of chromium(Ⅵ)and phenanthrene showed antagonistic effects on catalase and dehydrogenase activities.The present findings would provide useful information for ecological risk assessments of combined pollution of soils.
chromium(Ⅵ);phenanthrene;combined pollution;catalase;dehydrogenase
X172
A
1672-2043(2016)07-1300-08
10.11654/jaes.2016.07.011
2015-12-25
上海市2014年度“科技創(chuàng)新行動(dòng)計(jì)劃”社會(huì)發(fā)展領(lǐng)域項(xiàng)目(14231200500);上海市自然科學(xué)基金(15ZR1401500)
汪杏(1992—),女,湖南常德人,碩士研究生,從事生態(tài)毒理研究。E-mail:wangxingsusu@163.com
胡雙慶E-mail:husq@saes.sh.cn