夏慶兵,王軍,朱魯生,王金花,劉文軍
(山東農(nóng)業(yè)大學資源與環(huán)境學院,山東省高校農(nóng)業(yè)環(huán)境重點實驗室,山東泰安271018)
夏慶兵,王軍*,朱魯生*,王金花,劉文軍
(山東農(nóng)業(yè)大學資源與環(huán)境學院,山東省高校農(nóng)業(yè)環(huán)境重點實驗室,山東泰安271018)
為了探討和分析典型酞酸酯鄰苯二甲酸二(2-乙基己)酯(DEHP)對土壤微生物的生態(tài)毒性效應,采用室內(nèi)避光培養(yǎng)模擬實驗,設定DEHP在土壤中的染毒濃度為0、0.1、1、10、50 mg·kg-1,取樣時間為7、14、21、28 d,考察了DEHP對3種土壤酶、土壤呼吸和土壤微生物生物量碳、氮的影響。結(jié)果表明:在染毒初期,過氧化氫酶活性受到明顯抑制,且隨DEHP濃度增大抑制作用減弱,抑制率為25.0%~14.3%;0.1~10 mg·kg-1處理組脫氫酶活性受到顯著抑制,抑制率分別為86.3%、54.7%和31.7%,但50 mg·kg-1處理組脫氫酶活性則是對照組的2.05倍;染毒前期脲酶對DEHP脅迫不敏感,染毒后期其活性受到抑制,且隨DEHP濃度增大抑制作用增強;過氧化氫酶和脲酶活性隨時間呈下降趨勢,而脫氫酶活性隨時間呈先上升后下降的趨勢。此外,在DEHP的脅迫下土壤呼吸強度和土壤微生物生物量碳及生物量氮均受到刺激,且隨DEHP濃度的增加均呈先升高后降低的趨勢,隨時間均呈下降的趨勢。總體來說,DEHP脅迫下,土壤酶活性、土壤呼吸強度和微生物生物量均發(fā)生明顯變化,土壤微生物生態(tài)環(huán)境受到一定影響。
鄰苯二甲酸二(2-乙基己)酯(DEHP);土壤呼吸;土壤酶;微生物量;生態(tài)效應
夏慶兵,王軍,朱魯生,等.土壤微生物對鄰苯二甲酸二(2-乙基己)酯脅迫的生態(tài)響應[J].農(nóng)業(yè)環(huán)境科學學報,2016,35(7):1344-1350.
XIA Qing-bing,WANG Jun,ZHU Lu-sheng,et al.Ecological effects of di(2-ethylhexyl)phthalate on soil microorganisms[J].Journal of Agro-Environment Science,2016,35(7):1344-1350.
酞酸酯(Phthalic acid esters,PAEs)又稱鄰苯二甲酸酯,主要作為增塑劑應用于塑料行業(yè),它是目前應用最廣泛的一類增塑劑,約占全部增塑劑消費量的70%[1],同時其也是使用量最大的一種環(huán)境內(nèi)分泌干擾物[2]。PAEs易在人體內(nèi)蓄積[3],給人體健康造成潛在的風險。目前,我國大部分地區(qū)農(nóng)業(yè)土壤中已普遍檢出PAEs[4-7],其中鄰苯二甲酸二(2-乙基己)酯[Di(2-ethylhexyl)phthalate,DEHP]和鄰苯二甲酸二丁酯(Dibutyl phthalate,DBP)的污染最為普遍。土壤中的PAEs通常來自農(nóng)田塑料薄膜、塑料廢品、垃圾和污水灌溉,塑料進入農(nóng)田的主要途徑是農(nóng)膜的使用[8],我國2014年塑料農(nóng)膜總產(chǎn)量約219萬t,若以添加30%的增塑劑來計算,則有近65.7萬t增塑劑進入我國農(nóng)田土壤環(huán)境之中。這對我國農(nóng)田土壤生態(tài)系統(tǒng)的健康發(fā)展是一個潛在的威脅。
土壤生態(tài)系統(tǒng)的活力是農(nóng)業(yè)可持續(xù)發(fā)展的首要前提,土壤質(zhì)量被認為是評價環(huán)境質(zhì)量、食品安全和經(jīng)濟活力的綜合指標[9]。因此,土壤常被作為土地可持續(xù)管理的潛在評價指標。土壤酶是土壤中物質(zhì)代謝和能量轉(zhuǎn)化的重要因素,土壤中各種生化過程都是在土壤酶的參與下完成的,土壤酶活性反映了土壤中進行的各種生物化學過程的動力和強度。土壤呼吸可用來衡量土壤中微生物的總活性,是表征土壤代謝強度的重要生物學指標,在碳循環(huán)過程中也有重要作用。土壤微生物生物量與土壤中的C、N等養(yǎng)分的循環(huán)關(guān)系密切,可直接或間接反映土壤肥力和土壤環(huán)境質(zhì)量變化[10]。因此關(guān)于土壤酶、土壤呼吸和土壤微生物生物量的研究,對評價土壤肥力的形成與提高、土壤生態(tài)系統(tǒng)的物質(zhì)循環(huán)等具有重要的意義。
目前關(guān)于PAEs類化合物的研究主要集中在毒理學和降解等方面[11-12],在土壤生態(tài)中的研究較少且主要集中在微生物的毒性效應方面。土壤微生物數(shù)量組成(細菌、放線菌、真菌)以及生物量、基礎呼吸、土壤酶等基本生理指標可以用來表征PAEs土壤污染的生態(tài)環(huán)境效應。本實驗基于上述多個有代表性的指標對DEHP的微生物生態(tài)效應進行了全面、細致的研究,旨在闡明這種典型PAEs類化合物進入土壤后對土壤微生物生態(tài)效應的影響規(guī)律,為該類化合物的安全使用和生態(tài)安全性評價提供依據(jù),對維持土壤生態(tài)系統(tǒng)的持續(xù)健康發(fā)展具有重要的意義。
1.1實驗材料
1.1.1土壤材料
土壤樣品采集于山東農(nóng)業(yè)大學試驗田(36°09′57.7″N,117°09′38.7″E,海拔131 m)。采用五點法取樣,除去土壤表面的雜草、枯葉和表層土后,采集耕作層土壤,采樣深度2~20 cm。土樣取回后,剔除石礫和植物殘體等雜物,過20目篩,裝入玻璃瓶,于25℃培養(yǎng)箱中保存?zhèn)溆谩?/p>
土壤理化性質(zhì)的測定參照《土壤農(nóng)業(yè)化學分析方法》[13]。其理化性質(zhì)見表1。
1.1.2主要藥劑及試劑
DEHP(德國DR認證,西格瑪奧德里奇(上海)貿(mào)易有限公司)純度≥99.5%。丙酮(天津凱通)、正己烷(天津永大)、甲苯(天津凱通)、三羥甲基氨基甲烷Tris(北京化工廠)、氯化三苯基四氮唑(華東師范大學化工廠)、氫氧化鈉(天津凱通)、重鉻酸鉀(萊陽康德)、硫酸亞鐵銨(天津凱通)、硫酸鉀(天津凱通)、檸檬酸(天津凱通)、高錳酸鉀(天津大茂)、過氧化氫(天津凱通)、草酸鈉(上海廣諾)等均為分析純試劑。
1.1.3主要儀器設備
SHB-Ⅲ循環(huán)水式多用真空泵(鄭州長城科工貿(mào)有限公司)、紅外控溫消煮爐(北京通潤源)、KDY-9820凱式定氮儀(北京華威興業(yè)科技)、紫外分光光度計(日本島津)、萬分之一電子分析天平(德國Sartorius)、HPG-280B光照培養(yǎng)箱(哈爾濱東聯(lián)電子)。
1.2實驗方法
1.2.1土壤染毒
向過篩后的土壤樣品中加蒸餾水,調(diào)節(jié)其含水量至最大田間持水量的60%。土壤染毒共設50、10、1、0.1、0 mg·kg-1(丙酮空白對照,CK)5個濃度梯度。分別取5000、1000、100、10 mg·L-1的DEHP標準工作液8 mL和丙酮溶液8 mL,與800 g前處理過的土壤充分混合。將同濃度染毒后的土樣分裝至12個棕色小瓶中,于25℃培養(yǎng)箱中避光培養(yǎng),取樣時間分別設在染毒后第7、14、21、28 d。
表1 土壤理化性質(zhì)Table 1 Physical and chemical properties of soil
1.2.2土壤呼吸的測定
土壤呼吸的測定采用密閉靜置培養(yǎng)測CO2法[14]。利用一定濃度的NaOH溶液吸收土壤呼吸作用釋放出的CO2,再根據(jù)NaOH溶液的消耗量計算出CO2的含量。
1.2.3土壤脲酶活性的測定
土壤脲酶活性的測定采用靛酚藍比色法[14]。脲酶是一種高度專性的酶,能酶促尿素的水解,因此可通過測定產(chǎn)生的氨量來表示脲酶的活性。土壤浸提液中的NH+4,在強堿性介質(zhì)中與次氯酸鹽和苯酚反應,生成水溶性染料靛酚藍,其深淺與溶液中的NH+4-N含量成正比,在波長578 nm處測得樣品的吸光度值,根據(jù)由NH+4-N標準溶液繪制的標準曲線,求出氨態(tài)氮量,脲酶活性以每克土的NH+4-N的微克數(shù)表示。
1.2.4土壤脫氫酶活性的測定
土壤脫氫酶活性的測定采用2,3,5,-三苯基四氮唑氯化物(2,3,5-Triphenyltetrazolium chloride,TTC)比色法[14],以土壤中H+的微升數(shù)表示。取5 g土壤樣品于具塞三角瓶中,每個三角瓶加入2 mL 1%的TTC溶液和2 mL蒸餾水,充分混勻,置于37℃恒溫箱中避光培養(yǎng)6 h。培養(yǎng)結(jié)束后,加入5 mL甲醇,劇烈振蕩1 min,后靜置5 min,再振蕩20 s,然后靜置5 min。將三角瓶中的物質(zhì)全部過濾到比色管中,并用少量的甲醇洗滌三角瓶2~3次,洗滌液也全部過濾到比色管中,定容到25 mL,于485 nm下測定吸光度值。
1.2.5過氧化氫酶活性的測定
過氧化氫酶活性的測定采用高錳酸鉀滴定法[14]。取2 g土樣,置于250 mL三角瓶中,注入40 mL蒸餾水和5 mL 0.3%H2O2溶液。同時設置CK,即三角瓶中注入40 mL蒸餾水和5 mL H2O2溶液而不加入土樣。將三角瓶于120 r·min-1振蕩20 min后加入5 mL 1.5 mol·L-1硫酸,以穩(wěn)定未分解的H2O2。再將瓶中懸濁液用中速濾紙過濾。吸取25 mL濾液,用0.02 mol·L-1KMnO4溶液滴定至粉紅色終點。以單位土重消耗的0.02 mol·L-1KMnO4溶液毫升數(shù)(對照與實驗測定的差)表示土壤過氧化氫酶活性。
1.2.6土壤微生物生物量碳、氮的測定
土壤微生物生物量碳的測定采用熏蒸提取-容量分析法,土壤微生物生物量氮的測定采用熏蒸提取-全氮測定法[14]。新鮮土壤經(jīng)氯仿熏蒸24 h后,加入0.5 mol·L-1K2SO4溶液提取土樣。用一定濃度的重鉻酸鉀(0.018 mol·L-1)-硫酸(12 mol·L-1)混合液氧化微生物生物量碳,剩余的重鉻酸鉀用硫酸亞鐵(0.05 mol·L-1)滴定,根據(jù)消耗的重鉻酸鉀量計算微生物生物量碳含量。吸取過濾液10 mL于消煮管中,同時加入5 mL濃硫酸,2 g混合催化劑,充分混勻,于375℃消煮,消煮完畢用凱式定氮儀定氮,然后用硫酸標準溶液滴定溜出液,滴定終點為紫紅色,根據(jù)硫酸標準溶液的用量計算土壤微生物生物量氮含量。
1.3數(shù)據(jù)分析
所有的處理設置三個重復,數(shù)據(jù)分析采用Excel 2010軟件。顯著性檢驗分析采用SPSS 17.0統(tǒng)計軟件,利用單因素方差分析(ANOVA)不同處理之間的差異,P<0.05為顯著性水平。
2.1DEHP對土壤脲酶活性的影響
DEHP對土壤脲酶活性的影響如圖1所示。在培養(yǎng)期內(nèi),各實驗組土壤中脲酶活性隨時間均呈降低的趨勢,且在第7~14 d下降尤為明顯;脲酶對DEHP脅迫不敏感,且出現(xiàn)一定的滯后性。在第7 d,雖然各處理組脲酶活性略高于CK,但它們之間并無顯著性差異。第14 d時各實驗組的酶活性明顯降低,處理組與CK相比開始表現(xiàn)出一定的刺激或抑制效應,具體表現(xiàn)為:0.1 mg·kg-1處理組的脲酶活性與CK相比降低了4.9%,1~50 mg·kg-1處理組的酶活性則分別升高了16.4%、50.0%和36.1%。第21 d和第28 d脲酶活性持續(xù)下降,但下降幅度不大;處理組脲酶活性受到抑制,且表現(xiàn)出一定的劑量-效應關(guān)系:DEHP濃度越高抑制作用越強。第28 d時,50 mg·kg-1的DEHP對脲酶活性的抑制率能達到40.4%。
圖1 DEHP對土壤脲酶活性的影響Figure 1 Effect of DEHP on soil urease activity
2.2DEHP對土壤過氧化氫酶活性的影響
由圖2可以看出,不同濃度DEHP處理的土壤過氧化氫酶活性大體呈現(xiàn)先被抑制后被激活的狀態(tài)。第7 d時,由于受到DEHP脅迫,各處理組土壤過氧化氫酶活性均被顯著(P<0.05)抑制,且隨濃度增高抑制作用減弱,0.1~50 mg·kg-1抑制率分別為25.0%、19.1%、14.3%和13.9%。到第14 d,0.1 mg·kg-1和1 mg·kg-1處理組過氧化氫酶活性基本不變,但是10 mg·kg-1和50 mg·kg-1兩個處理組的過氧化氫酶活性與第7 d相比分別升高14.6%和13.2%,達到與CK基本一致的水平。第21~28 d,處理組的過氧化氫酶活性轉(zhuǎn)為被激活的狀態(tài),且酶活性隨DEHP濃度增大呈現(xiàn)先升高后降低的趨勢,10 mg·kg-1處理組過氧化氫酶活性最高。染毒后期處理組與CK間的差異性較染毒前期減小。后期過氧化氫酶活性被激活的原因可能為DEHP被逐漸降解,毒性降低并可作為部分土壤微生物的能量被利用,從而使過氧化氫酶的活性相應增強。
圖2 DEHP對土壤過氧化氫酶活性的影響Figure 2 Effect of DEHP on soil catalase activity
2.3DEHP對土壤脫氫酶活性的影響
DEHP對土壤脫氫酶活性的脅迫效應如圖3所示,各實驗組土壤脫氫酶活性隨時間呈先升高后降低的趨勢,其中50 mg·kg-1的DEHP對土壤脫氫酶始終表現(xiàn)為激活作用。第7 d,0.1~10 mg·kg-1處理組對脫氫酶活性均有顯著(P<0.05)抑制作用,抑制率分別為86.3%、54.7%和31.7%,而50 mg·kg-1處理組脫氫酶活性比CK高了104.9%。第14 d,各實驗組脫氫酶活性明顯上升,1~10 mg·kg-1處理組脫氫酶活性轉(zhuǎn)變?yōu)楸患せ顮顟B(tài),其酶活性已超過CK。第21 d,各實驗組脫氫酶活性又普遍降低,且1~10 mg·kg-1處理組酶活性又重新被抑制。在實驗后期,脫氫酶的活性趨于平穩(wěn),除最高濃度組外,其余各組土壤脫氫酶的活性與CK相比已無顯著差異(P>0.05)。
圖3 DEHP對土壤脫氫酶活性的影響Figure 3 Effect of DEHP on soil dehydrogenase activity
2.4DEHP對土壤呼吸強度的影響
DEHP對土壤呼吸作用的影響如圖4所示。染毒后第7 d,土壤呼吸強度隨染毒濃度的增加呈先增強后減弱的趨勢,以10 mg·kg-1為拐點,50 mg·kg-1的染毒濃度已產(chǎn)生部分毒性,抑制了部分微生物的呼吸作用,但部分微生物適應后呼吸作用增強,仍高于CK值;4個處理組的土壤呼吸強度均被顯著(P<0.05)激活,0.1~50 mg·kg-1處理組呼吸強度分別為CK的1.73、1.89、2.78倍和2.00倍,其中10 mg·kg-1DEHP處理的土樣呼吸作用最強。第14 d,各處理組CO2釋放量顯著降低,但除了10 mg·kg-1處理組外,其余處理組與CK相比差異性依然達到顯著(P<0.05)水平。第21 d,4個濃度處理組CO2釋放量趨于穩(wěn)定。第28 d,各處理組土壤呼吸強度與CK基本一致。
2.5DEHP對土壤微生物生物量碳的影響
圖4 DEHP對土壤呼吸的影響Figure 4 Effect of DEHP on soil respiration
DEHP對土壤微生物生物量碳的影響如圖5所示。DEHP對生物量碳的影響規(guī)律是:生物量碳隨時間呈降低趨勢,隨濃度升高大體呈先上升后下降的趨勢。第7 d,0.1 mg·kg-1處理組生物量碳與CK基本持平,而1~50 mg·kg-1處理組生物量碳則被顯著(P<0.05)激活,分別是CK的2.18、2.94倍和1.97倍。第14 d,0.1 mg·kg-1處理組的生物量碳低于CK,而濃度為1~50 mg·kg-1的土壤微生物生物量碳含量依然明顯高于CK,達到顯著差異(P<0.05)水平。第21 d和第28 d,處理組與CK之間的差距減小,土壤微生物生物量碳趨于穩(wěn)定。
2.6DEHP對土壤微生物生物量氮的影響
DEHP對土壤微生物生物量氮的影響如圖6所示??傮w上,不同濃度的DEHP對土壤微生物生物量氮均有激活作用,且生物量氮隨DEHP濃度升高呈先上升后下降的趨勢。第7 d,4個處理組的土壤微生物生物量氮均升高且與CK相比達到顯著差異(P<0.05)水平,當DEHP濃度低于1 mg·kg-1時,生物量氮隨濃度升高呈上升趨勢,當DEHP濃度高于1 mg· kg-1時,生物量氮呈下降趨勢。第14 d,各處理組生物量氮明顯下降,但與CK依然有顯著差異(P<0.05),當DEHP濃度為10 mg·kg-1時,土壤微生物量氮最高。第21 d時,各組之間的差距減小,但0.1 mg·kg-1處理組生物量氮受到抑制。第28 d,DEHP處理過的土壤中生物量氮依然是被激活的狀態(tài),與CK相比分別激活了31.2%、50.0%、105.6%和66.7%。
圖5 DEHP對土壤微生物生物量碳的影響Figure 5 Effect of DEHP on soil microbial biomass carbon(MBC)
圖6 DEHP對土壤微生物生物量氮的影響Figure 6 Effect of DEHP on soil microbial biomass nitrogen(MBN)
土壤酶是推動物質(zhì)轉(zhuǎn)化的生物催化劑,土壤酶的活性大致反映了某一種土壤生態(tài)狀況下生物化學過程的相對強度。土壤脲酶活性與土壤中的微生物數(shù)量、有機質(zhì)含量、全氮和速效氮含量呈正相關(guān),人們常用土壤的脲酶活性表征土壤的氮素狀況。在本實驗的染毒濃度和時間內(nèi),DEHP對土壤脲酶活性的影響存在滯后性,王玉蓉等[15]的研究也指出土壤中的脲酶對DEHP污染不敏感。但王鑫宏[16]的研究發(fā)現(xiàn)DBP/ DEHP對脲酶均表現(xiàn)為抑制作用。龐國飛等[17]的研究也表明,高濃度的DEHP對土壤酶活性的影響較DBP有一定的滯后效應,且在同等污染濃度下DEHP對脲酶的影響較DBP不明顯。出現(xiàn)滯后現(xiàn)象的原因可能為DEHP在降解過程中降解產(chǎn)物與脲酶作用,破壞了脲酶的結(jié)構(gòu),使脲酶活性受到抑制。Kurane等[18]的研究指出,酞酸酯類化合物的生物降解過程中將出現(xiàn)鄰苯二甲酸、醇、酮、雙酚化合物、有機酸、CO2和H2O等多種化合物,特別是雙酚化合物的出現(xiàn)很可能對脲酶產(chǎn)生抑制作用,已有研究表明,鄰苯二酚是脲酶強有力的抑制劑[19]。
土壤過氧化氫酶活性與土壤呼吸強度和土壤微生物活動有關(guān),在一定程度上反映了土壤微生物學過程的強度。王玉蓉等[20]研究了DEHP對土壤過氧化氫酶和轉(zhuǎn)移酶活性的影響,實驗結(jié)果表明,DEHP處理濃度在100 mg·kg-1范圍之內(nèi)時,主要表現(xiàn)為激活作用,超過100 mg·kg-1時主要表現(xiàn)為抑制作用,這說明在一定濃度范圍內(nèi)DEHP可被微生物分解利用。但當土壤中DEHP濃度達到某一閾值并進一步提高后,DEHP對土壤微生物產(chǎn)生毒性作用,抑制了過氧化氫酶活性。
土壤脫氫酶反映土壤微生物新陳代謝的整體活性,可以作為微生物氧化還原能力的指標,在研究生物動力學中極受人們的重視。秦華等[21]利用盆栽實驗研究了100 mg·kg-1濃度的DEHP對黃棕壤中脫氫酶活性的影響,其結(jié)果表明施加DEHP顯著抑制了土壤脫氫酶的活性,30 d時與CK相比降低了約30%,60 d時盡管有緩慢的回升,但仍明顯低于對照。這一實驗結(jié)果與本研究結(jié)果不盡相同,分析原因可能是秦華等設置的DEHP濃度明顯高于本研究,導致了DEHP在長時間內(nèi)對脫氫酶活性的持續(xù)抑制。Aldén等[22]的研究表明,碳源是耕地和森林土壤中微生物生長的主要限制因素。一方面,DEHP被部分好氧微生物降解,從而為其提供了大量降解產(chǎn)物作為碳源,使微生物種群數(shù)量上升,相應的土壤酶活性也增強;另一方面DEHP對部分微生物產(chǎn)生毒性,導致部分微生物的活性降低,土壤酶活性的降低說明了這一點。
人們通常把測定土壤呼吸強度看作是衡量土壤微生物總的活性指標,或者作為評價土壤肥力的指標之一。王志剛等[23]研究了DMP對黑土土壤呼吸和酶學活性的影響,發(fā)現(xiàn)黑土微生物呼吸速率和微生物代謝熵受低濃度DMP促進、高濃度DMP抑制,且抑制效應隨DMP污染濃度增加而增大。這與本研究不同濃度DEHP對土壤呼吸均是促進作用的研究結(jié)果不盡一致,可能與酞酸酯種類及土壤類型不同有關(guān)。高軍等[24]的研究結(jié)果表明,添加PAEs初期土壤基礎呼吸被激活,且激活作用隨培養(yǎng)時間的延長而逐漸減弱,但并未出現(xiàn)抑制效應,這一現(xiàn)象與本研究結(jié)果相同。郭楊等[25]的研究也發(fā)現(xiàn)PAEs污染初期的土壤基礎呼吸被激活,但這種激活作用隨著培養(yǎng)時間的延長而減弱。其原因可能為50 mg·kg-1DEHP尚未超過土壤微生物的耐受范圍,當?shù)蜐舛菵EHP進入土壤后,DEHP不但未對土壤微生物造成毒性作用,還為部分微生物提供了養(yǎng)料,使微生物數(shù)量增加,土壤呼吸作用增強。到了染毒處理的中后期,大部分DEHP被降解,微生物的生存環(huán)境開始穩(wěn)定,土壤呼吸強度趨于穩(wěn)定。
土壤微生物生物量是土壤養(yǎng)分的儲存庫和植物生長可利用養(yǎng)分的重要來源,它能反映微生物在土壤中的實際含量和作用潛力。南開大學的陳強等[26]研究了DEHP與土壤微生物之間的作用,結(jié)果表明,DEHP對微生物產(chǎn)生影響的最低可見響應濃度(LOEC)為10 mg·kg-1,在濃度<10 mg·kg-1時,DEHP可促進細菌的生長。同時,他們還指出高濃度的DEHP對微生物具有抑制作用,但不同生物對DEHP的靈敏度不同。吳雪峰[27]的研究也發(fā)現(xiàn),DEHP濃度為10、20 mg·kg-1的處理對土壤微生物生物量碳、氮影響不大,50、100、200、400 mg·kg-1處理對土壤微生物生物量碳、氮表現(xiàn)出一定的抑制效應,各處理組的生物量碳、氮與CK相比,差異顯著。以上的研究結(jié)果與本研究結(jié)果有諸多相似之處,實驗說明土壤微生物可以將低濃度的DEHP作為碳源或氮源利用,當DEHP濃度升高到一定值,土壤微生物生物量碳、氮下降,DEHP的毒性作用開始顯現(xiàn)。
(1)DEHP脅迫下,3種土壤酶的活性均有變化。脫氫酶和過氧化氫酶活性隨DEHP濃度增加呈先降低后升高的趨勢,但脲酶的活性變化對DEHP污染不敏感。過氧化氫酶和脲酶活性隨時間呈降低趨勢且脲酶活性下降趨勢更明顯,但脫氫酶活性隨時間呈先升高后降低的趨勢。
(2)在DEHP污染的影響下,土壤呼吸強度和土壤微生物生物量的變化趨勢以激活效應為主,且土壤呼吸和土壤微生物生物量的響應與DEHP處理濃度之間呈現(xiàn)一定的劑量-效應關(guān)系,即隨DEHP濃度增加呈先升高后降低的趨勢。
[1]李鐘寶,蔡晨露,劉秀梅.鄰苯二甲酸酯類增塑劑合成與應用研究進展[J].塑料助劑,2010,82(4):8-15. LI Zhong-bao,CAI Chen-lu,LIU Xiu-mei.Research progress in synthesis and application of phthalate plasticizers[J].Plastics Additives,2010,82(4):8-15.
[2]Nakai M,Tabira Y,Asai D,et al.Binding characteristics of dialkyl phthalates for the estrogen receptor[J].Biochemical and Biophysical Research Communications,1999,254(2):311-314.
[3]Chen J A,Liu H J,Qiu Z Q,et al.Analysis of di-n-butyl phthalate and other organic pollutants in Chongqing women undergoing parturition[J]. Environmental Pollution,2008,156(3):849-853.
[4]Kong S F,Ji Y P,Liu L L.Diversities of phthalate esters in suburban agricultural soils and wasteland soil appeared with urbanization in China[J].Environmental Pollution,2012,170:161-168.
[5]Liu H,Liang H C,Liang Y,et al.Distribution of phthalate esters in alluvial sediment:A case study at Jianghan Plain,Central China[J].Chemosphere,2010,78(4):382-388.
[6]Xu G,Li F S,Wang Q H.Occurrence and degradation characteristics of dibutyl phthalate(DBP)and di-(2-ethylhexyl)phthalate(DEHP)in typical agricultural soils of China[J].Science of the Total Environment,2008,393(2/3):333-340.
[7]郭冬梅,吳瑛.南疆棉田土壤中鄰苯二甲酸酯(PAEs)的測定[J].干旱環(huán)境監(jiān)測,2011,25(2):76-79. GUO Dong-mei,WU Ying.Detemination of phthalic acid esters of soil in South of Xinjiang cotton fields[J].Arid Environmental Monitoring,2011,25(2):76-79.
[8]張海光,孫國帥,孫磊,等.典型覆膜作物土壤中鄰苯二甲酸酯污染的初步研究[J].中國環(huán)境監(jiān)測,2013,29(4):60-63. ZHANG Hai-guang,SUN Guo-shuai,SUN Lei,et al.Preliminary study on phthalic acid esters pollution of typical plastic mulched crops soils[J].Environmental Monitoringin China,2013,29(4):60-63.
[9]郭鵬鵬,朱魯生,王軍,等.低濃度硫丹對棕壤中主要酶活性及細菌群落結(jié)構(gòu)的影響[J].農(nóng)業(yè)環(huán)境科學學報,2014,33(11):2149-2154. GUO Peng-peng,ZHU Lu-sheng,WANG Jun,et al.Effects of low concentration endosulfan on some enzymatic activities and bacterial community structure in brunisolic soil[J].Journal of Agro-Environment Science,2014,33(11):2149-2154.
[10]Haynes R J,Tregurtha R.Effects of increasing periods under intensive arable vegetable production on biological and physical indices of soil quality[J].Biology and Fertility of Soils,1999,28(3):259-266.
[11]劉慶,楊紅軍,史衍璽,等.環(huán)境中鄰苯二甲酸酯類(PAEs)污染物研究進展[J].中國生態(tài)農(nóng)業(yè)學報,2012,20(8):968-975. LIU Qing,YANG Hong-jun,SHI Yan-xi,et al.Research progress on phthalate esters(PAEs)organic pollutants in the environment[J].Chinese Journal of Eco-Agriculture,2012,20(8):968-975.
[12]駱祝華,黃翔玲,葉德贊.環(huán)境內(nèi)分泌干擾物——鄰苯二甲酸酯的生物降解研究進展[J].應用與環(huán)境生物學報,2008,14(6):890-897. LUO Zhu-hua,HUANG Xiang-ling,YE De-zan.Advances in research of biodegradation of environmental endocrine disruptors-phthalate esters[J].Chinese Journal of Applied and Environmental Biology,2008,14(6):890-897.
[13]魯如坤.土壤農(nóng)業(yè)化學分析方法[M].北京:中國農(nóng)業(yè)科技出版社,2000. LU Ru-kun.Soil agricultural chemical analysis method[M].Beijing:China Agriculture Science and Technique Press,2000.
[14]李振高,駱永明,滕應.土壤與環(huán)境微生物研究法[M].北京:科學出版社,2008:322-404. LI Zhen-gao,LUO Yong-ming,TENG Ying.Methods of soil and environmental microorganism[M].Beijing:Science Press,2008:322-404.
[15]王玉蓉,崔東,劉靜,等.增塑劑DEHP對土壤脲酶活性的影響[J].農(nóng)業(yè)科技與裝備,2012(6):7-8. WANG Yu-rong,CUI Dong,LIU Jing,et al.Effects of plasticizer DEHP on soil urease activity[J].Agricultural Science&Technology and Equipment,2012(6):7-8.
[16]王鑫宏.DBP/DEHP單一及與Pb復合污染對土壤微生物量碳及土壤酶的影響研究[D].長春:東北師范大學,2010. WANG Xin-hong.Effects of DBP/DEHP on soil microbial biomass carbon and enzyme in single and complex pollution with Pb[D]. Changchun:Northeast Normal University,2010.
[17]龐國飛,高習海,高軍.酞酸酯污染對土壤脲酶與磷酸酶的動態(tài)影響[J].安徽農(nóng)業(yè)科學,2009,37(36):18075-18077,18107. PANG Guo-fei,GAO Xi-hai,GAO Jun.Dynamic effects of PAEs on soil urease and phosphatase[J].Journal of Anhui Agricultural Sciences,2009,37(36):18075-18077,18107.
[18]Kurane R,Suzuki T,Takahara Y.Induction of enzymes involved in phthalate esters metabolism in Nocardia erythropolis and enzymatic hydrolysis of phthalate esters by commericial lipases[J].Agricultural and Biological Chemistry,1980,44(3):529-536.
[19]關(guān)松蔭.土壤酶及其研究方法[M].北京:農(nóng)業(yè)出版社,1986:274-340. GUAN Song-yin.Soil enzyme and its research methods[M].Beijing:A-griculture Press,1986:274-340.
[20]王玉蓉,張廣才,張昀,等.增塑劑鄰苯二甲酸二異辛酯對土壤兩種酶活性的影響[J].土壤通報,2012,43(6):1405-1408. WANG Yu-rong,ZHANG Guang-cai,ZHANG Yun,et al.Effects of phthalate plasticizer diisooctyl on two kinds of soil enzyme activity[J]. Chinese Journal of Soil Science,2012,43(6):1405-1408.
[21]秦華,林先貴,陳瑞蕊,等.DEHP對土壤脫氫酶活性及微生物功能多樣性的影響[J].土壤學報,2005,42(5):829-834. QIN Hua,LIN Xian-gui,CHEN Rui-rui,et al.Effects of DEHP on soil dehydrogenase activity and microbial functional diversity[J].ActaPedologicaSinica,2005,42(5):829-834.
[22]Aldén L,Demoling F,B??th E.Rapid method of determining factors limiting bacterial growth in soil[J].Applied and Environmental Microbiology,2001,67(4):1830-1838.
[23]王志剛,胡影,徐偉慧,等.鄰苯二甲酸二甲酯污染對黑土土壤呼吸和土壤酶活性的影響[J].農(nóng)業(yè)環(huán)境科學學報,2015,34(7):1311-1316. WANG Zhi-gang,HU Ying,XU Wei-hui,et al.Impacts of dimethyl phthalate contamination on respiratory rates and enzyme activities in black soil[J].Journal of Agro-Environment Science,2015,34(7):1311-1316.
[24]高軍,陳伯清.酞酸酯污染土壤微生物效應與過氧化氫酶活性的變化特征[J].水土保持學報,2008,22(6):166-169. GAO Jun,CHEN Bo-qing.Effects of PAEs on soil microbial activity and catalase activity[J].Journal of Soil and Water Conservation,2008,22(6):166-169.
[25]郭楊,韓蕊,杜文婷,等.鄰苯二甲酸酯復合污染對土壤微生態(tài)的影響[J].環(huán)境科學研究,2010,23(11):1410-1414. GUO Yang,HAN Rui,DU Wen-ting,et al.Effects of combined phthalate acid ester contamination on soil micro-ecology[J].Research of Environmental Sciences,2010,23(11):1410-1414.
[26]陳強,孫紅文,王兵,等.鄰苯二甲酸二異辛酯(DEHP)對土壤微生物和動物的影響[J].農(nóng)業(yè)環(huán)境科學學報,2004,23(6):1156-1159. CHEN Qiang,SUN Hong-wen,WANG Bing,et al.Effects of di(2-ethylhexyl)phthalate(DEHP)on microorganisms and animals in soil[J].Journal of Agro-Environment Science,2004,23(6):1156-1159.
[27]吳雪峰.DEHP污染對土壤微生物毒理效應研究[D].哈爾濱:東北農(nóng)業(yè)大學,2014. WU Xue-feng.Study on toxicological effect of DEHP on soil microbe[D].Harbin:Northeast Agricultural University,2014.
Ecological effects of di(2-ethylhexyl)phthalate on soil microorganisms
XIA Qing-bing,WANG Jun*,ZHU Lu-sheng*,WANG Jin-hua,LIU Wen-jun
(College of Resource and Environment,Shandong Agricultural University,Key Laboratory of Agricultural Environment in Universities of Shandong,Tai′an 271018,China)
Pollution by phthalic acid esters(PAEs)is becoming more and more serious in the soil environment.Here,a laboratory experiment was performed to evaluate the ecological toxicological effects of di(2-ethylhexyl)phthalate(DEHP),a typical phthalate,on some soil enzymes(urease,catalase,and dehydrogenase),respiration,and microbial biomass in soil under different DEHP rates(0,0.1,1,10 mg and 50 mg DEHP per kg soil)on the 7th,14th,21st,and 28th day after treatments with DEHP.Results showed that soil catalase activity was significantly inhibited and decreased by 25.0%~14.3%compared with the control on the 7th day.Soil dehydrogenase activity decreased by 86.3%~31.7%at 0.1~10 mg·kg-1treatments but increased by 105%at 50 mg·kg-1.However,DEHP suppressed soil urease activity more during later period than during early period.Furthermore,soil urease activity significantly decreased over time,which may relate to nitrogen contents in soil.With DEHP increasing,soil respiration and soil microbial biomass carbon and biomass nitrogen increased,but decreased at higher rates.Compared with the control,however,they were all stimulated,whereas these parameters decreased over time.In conclusion,DEHP has significant ecological effects on soil microbes.
di(2-ethylhexyl)phthalate(DEHP);soil respiration;soil enzyme;microbial biomass;ecological effect
S154.3
A
1672-2043(2016)07-1344-07
10.11654/jaes.2016.07.017
2015-12-24
國家自然科學基金項目(41001152,21377075,21277083);中國博士后基金項目(2013M541947);山東省博士后創(chuàng)新項目(201303054);山東省高等學??萍加媱濏椖浚↗12LC01)
夏慶兵(1990—),男,碩士研究生,主要從事土壤微生物生態(tài)學方面的研究。E-mail:qingbingxia@sina.com
王軍E-mail:jwang@sdau.edu.cn;朱魯生E-mail:lushzhu@sdau.edu.cn