環(huán)草隆對城市綠地重金屬污染土壤有機(jī)氮礦化、基礎(chǔ)呼吸及相關(guān)酶活性的影響

谷盼妮，王美娥，陳衛(wèi)平

1. 中國科學(xué)院生態(tài)環(huán)境研究中心城市與區(qū)域生態(tài)國家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，北京 100085 2. 中國科學(xué)院大學(xué)，北京 100039

環(huán)草隆對城市綠地重金屬污染土壤有機(jī)氮礦化、基礎(chǔ)呼吸及相關(guān)酶活性的影響

谷盼妮1,2，王美娥1,*，陳衛(wèi)平1

1. 中國科學(xué)院生態(tài)環(huán)境研究中心城市與區(qū)域生態(tài)國家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，北京 100085 2. 中國科學(xué)院大學(xué)，北京 100039

城市土壤重金屬和有機(jī)污染物復(fù)合污染廣泛存在，而城市草坪除草劑的應(yīng)用使城市綠地土壤的農(nóng)藥污染問題成為了新的關(guān)注點(diǎn)。為了準(zhǔn)確評價城市綠地重金屬污染土壤的農(nóng)藥污染生態(tài)風(fēng)險，選擇不同重金屬污染程度的土壤為研究對象，以土壤有機(jī)氮礦化量、基礎(chǔ)呼吸以及土壤酶活性為指標(biāo)，采用室內(nèi)模擬試驗(yàn)方法，探討了草坪除草劑環(huán)草隆污染對土壤微生物的生態(tài)毒理效應(yīng)。結(jié)果表明：(1)土壤有機(jī)氮礦化、基礎(chǔ)呼吸、芳基硫酸酯酶和堿性磷酸酶對重金屬和環(huán)草隆污染響應(yīng)較為敏感，脲酶和蔗糖酶對重金屬和環(huán)草隆污染不敏感。(2)環(huán)草隆濃度為0～1 000 mg·kg-1范圍內(nèi)，和污染較輕的樣點(diǎn)N土壤的堿性磷酸酶活性抑制(激活)率的線性相關(guān)關(guān)系顯著，和污染較為嚴(yán)重的樣點(diǎn)D和G土壤的芳基硫酸酯酶活性抑制(激活)率的線性關(guān)系顯著。(3)土壤中環(huán)草隆對樣點(diǎn)D和G土壤芳香硫酸酯酶活性、對樣點(diǎn)N土壤堿性磷酸酶活性抑制(激活)率的EC10分別為568 mg·kg-1、1 306 mg·kg-1(抑制值)和56 mg·kg-1(激活值)、99 mg·kg-1，EC50分別為1 901 mg·kg-1、3 806 mg·kg-1、2 321 mg·kg-1。以上研究結(jié)果能夠?yàn)槌鞘型寥乐亟饘俸娃r(nóng)藥復(fù)合污染生態(tài)風(fēng)險評價提供基礎(chǔ)數(shù)據(jù)和技術(shù)方法。

城市綠地重金屬污染土壤；環(huán)草?。坏V化；基礎(chǔ)呼吸；土壤酶；劑量-效應(yīng)關(guān)系

城市土壤是城市生態(tài)系統(tǒng)的最主要組成成分，城市土壤退化也是城市生態(tài)環(huán)境問題中的一個關(guān)鍵環(huán)節(jié)。城市綠地土壤的主要生態(tài)服務(wù)功能體現(xiàn)在吸納、滯留和轉(zhuǎn)化污染物，在化學(xué)飽和之前對污染物起著凈化作用，其次是為綠色植物、土壤動物和微生物提供棲息地和能量，因此，城市綠地土壤對城市的可持續(xù)發(fā)展具有重要意義[1]。

草坪生態(tài)系統(tǒng)作為一個具有自凈功能的子系統(tǒng)，已成為城市生態(tài)系統(tǒng)的重要組成成分，近年來，北京市的草坪面積一直呈高速增長態(tài)勢，平均每年新增草坪面積約150多萬 m2，截止到2008年底北京市草坪總面積已達(dá)到14 733萬m2，人均擁有草坪面積量居全國前列。草坪面積的快速增長在美化城市環(huán)境、為人們提供更多休閑運(yùn)動場所的同時，由于在養(yǎng)護(hù)過程中使用了大量化肥農(nóng)藥，對大氣、水體和土壤產(chǎn)生的農(nóng)藥面源污染問題日顯突出[2]。而土壤重金屬污染是城市綠地土壤的重要特征之一[3-4]，對于怎樣應(yīng)對在應(yīng)用草坪生態(tài)系統(tǒng)過程中所產(chǎn)生的一些問題是當(dāng)前在大規(guī)模進(jìn)行城市生態(tài)建設(shè)中值得認(rèn)真探索和解決的重要課題[5]。

在北方地區(qū)，草坪中禾本科雜草的主要種類為馬唐、稗草、狗尾草和牛筋草，它們普遍表現(xiàn)為種子壽命長及非連續(xù)性萌發(fā)造成發(fā)生不整齊，繁殖率高，分蘗和根系擴(kuò)展快，抗藥性強(qiáng)，具有比草坪草更高的抗逆性和競爭力，其存在嚴(yán)重影響觀瞻和草坪草的管理。目前對于禾本科雜草防除常用的草坪除草劑品種有消禾、消雜、镢莎、環(huán)草隆等。其中，環(huán)草隆是北方城市應(yīng)用較為廣泛的一種冷季型草坪播后苗前最優(yōu)秀的草坪除草劑，制劑為50%可濕性粉劑，對草坪種子的萌發(fā)無不良影響，可以有效地控制狗尾草、止血馬唐、毛雀麥和稗草。Martens和Bremner[6]研究了9種苗前除草劑和9種苗期除草劑對土壤中尿素的水解和尿素氮的硝化作用的影響，結(jié)果表明，在某一尿素氮濃度下，只有環(huán)草隆對土壤的硝化作用沒有影響。Fields和Hemphill[7]的研究也表明，環(huán)草隆能減少一些土壤固氮菌的數(shù)量，對土壤固氮作用產(chǎn)生影響，但不會破壞土壤的氮素平衡。可見，環(huán)草隆對土壤的干擾程度相對較小。

至今為止對草坪除草劑的生態(tài)環(huán)境效應(yīng)研究大多關(guān)注于對地下水的生態(tài)風(fēng)險，Starrett等[8]對草坪除草劑2,4-D等的研究結(jié)果表明，草坪灌溉頻率對除草劑的往下遷移具有重要影響，灌溉頻繁容易導(dǎo)致2,4-D的向下淋溶。Hixson等[9]對草坪除草劑西馬津的研究結(jié)果表明，在草坪生態(tài)環(huán)境中，西馬津由于較強(qiáng)的生物降解作用以及與土壤有機(jī)質(zhì)的緊密結(jié)合導(dǎo)致其淋溶比例極小。早期的研究結(jié)果表明，環(huán)草隆淋溶較少，較多累積于表層土壤，生物降解速率中等，對一些土壤細(xì)菌如Azotobacter sp.和Chlorella vulgaris的生長具有抑制作用[7,10]。而關(guān)于環(huán)草隆的其他生態(tài)效應(yīng)和環(huán)境行為如對土壤微生物毒性效應(yīng)的報道相對較少。

在土壤污染生態(tài)風(fēng)險評價中，污染物劑量與生態(tài)效應(yīng)之間的定量關(guān)系極為重要。由于生物學(xué)反應(yīng)在較長時間內(nèi)或者較廣污染物濃度范圍內(nèi)一般呈非線性，因此，使生物指示物反應(yīng)法評估土壤污染風(fēng)險變得較為復(fù)雜。本研究以常用草坪除草劑環(huán)草隆為例，通過其對土壤微生物活性及土壤酶活等方面的影響研究，試圖篩選出一個或幾個對環(huán)草隆污染敏感的與土壤生態(tài)功能有關(guān)的指標(biāo)，同時確定其與土壤污染物濃度之間呈線性關(guān)系的污染物濃度范圍，為準(zhǔn)確定量污染物劑量與土壤生態(tài)功能效應(yīng)之間的相關(guān)關(guān)系，為城市土壤污染的生態(tài)風(fēng)險評價提供理論基礎(chǔ)和數(shù)據(jù)支持。

1　材料與方法 (Materials and methods)

1.1儀器與試劑

儀器：激光粒度儀Malvem Master Sizer 2000(Malvem Co., England)，Elementar Vario EL Ⅲ(Hanau Germany)，紫外分光光度計UV-1700(Shimadzu, Japan)，多功能酶標(biāo)儀SPECTRA max 190(Molecular Devices Co., America)。

試劑：環(huán)草隆，50%可濕性粉劑；重金屬含量測定所用試劑為國產(chǎn)優(yōu)級純試劑；其他步驟所用試劑為國產(chǎn)分析純試劑。

1.2供試土壤

土壤取自北京市南館公園，采用五點(diǎn)混合采樣法采取0～20 cm表層土壤，選取不同重金屬污染程度的3個樣點(diǎn)N、D、G(污染程度：N

1.3實(shí)驗(yàn)方法1.3.1試驗(yàn)設(shè)計及土壤處理

環(huán)草隆建議施用量：50%環(huán)草隆可濕性粉劑4.5～13.5 kg·ha-1。按10 kg·ha-1計算每千克土壤中環(huán)草隆實(shí)際施用量得值3.33 mg·kg-1，在此基礎(chǔ)上以每增加一個數(shù)量級的方式確定本實(shí)驗(yàn)環(huán)草隆添加濃度為：0、3、30、300、1 000 mg·kg-1。稱取300 g新鮮土壤于500 mL三角瓶中，將環(huán)草隆用蒸餾水溶解配制成相應(yīng)濃度的水溶液添加到供試土壤中，反復(fù)攪拌，充分混合，使污染物在土壤中分布均勻。將土壤含水量調(diào)至田間持水量的60%，覆蓋無菌封口膜，置于25 ℃恒溫培養(yǎng)箱中避光培養(yǎng)。每隔2～3天用稱重法調(diào)節(jié)土壤含水量，實(shí)驗(yàn)持續(xù)時間為32 d，分別于培養(yǎng)第1、7、15、32天取樣測定。將其中一部分土壤風(fēng)干，用于土壤脲酶、芳基硫酸酯酶、蔗糖酶和堿性磷酸酶活性測定，其余新鮮土壤用于土壤有機(jī)氮礦化量、基礎(chǔ)呼吸的測定，每處理重復(fù)3次。

1.3.2測定方法

土壤理化性質(zhì)的測定：土壤質(zhì)地劃分為粘粒、粉粒、砂粒，0.5 mol·L-1NaPO3處理后，用激光衍射系統(tǒng)Malvern Master Sizer 2000(Malvern Co., England)測定。測定pH的土水比為1:5，土樣與去離子水充分混勻，靜置30 min后測定。土壤有機(jī)碳的測定選用鹽酸處理法[14]，預(yù)處理后，使用元素分析儀Elementar Vario EL Ⅲ(Hanau Germany)測定有機(jī)碳含量。

土壤重金屬含量的測定：取過100目的土壤樣品0.25 g，用土壤環(huán)境監(jiān)測技術(shù)規(guī)范(HJ/T 166—2004)中的HCL-HNO3-HF-HCLO4法消解土壤，消解產(chǎn)物加1～3滴體積比為1:1鹽酸，用超純水定容至50 mL，用石墨爐原子吸收分光光度計測定Cd含量，用ICP-MS測定Cu、Pb和Zn含量。

土壤酶活性測定：脲酶活性測定采用苯酚鈉-次氯酸鈉比色法[15]，生成的NH3-N在酶標(biāo)儀波長578 nm處比色，酶活性用μg·NH3-N(g·3 h)-1表示。芳基硫酸酯酶活性的測定選用氫氧化鈉-氯化鈣比色法[16]，生成的n-硝基酚在酶標(biāo)儀波長400 nm處比色，酶活性用μg·n-硝基酚(g·3 h)-1表示。蔗糖酶活性測定采用3,5-二硝基水楊酸比色法[17]，生成的3-氨基-5-硝基水楊酸在酶標(biāo)儀(SPECTRA max 190)波長508 nm處比色，酶活性用mg·葡萄糖(g·12 h)-1表示。堿性磷酸酶活性測定采用磷酸苯二鈉比色法[18]，生成物用酶標(biāo)儀在波長660 nm處比色，酶活性用μg·酚(g·24 h)-1表示。

土壤有機(jī)氮礦化量采用厭氣培養(yǎng)法[19]，銨態(tài)氮用KCL浸提-靛酚藍(lán)比色法于紫外分光光度計(UV-1700)波長625 nm處比色測定。

土壤基礎(chǔ)呼吸采用密閉堿液吸收法[18]。

1.3.3結(jié)果計算

土壤微生物及土壤酶活各指標(biāo)受環(huán)草隆影響的抑制(激活)率采用如下公式計算：

R= (b-a)/a×100%

式中：R為抑制(激活)率(%)，正值表示激活作用，負(fù)值表示抑制作用；a為對照組測定值；b為環(huán)草隆處理組測定值。

1.3.4實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)分析

采用SPSS 18.0軟件進(jìn)行單因子回歸分析、多重比較和相關(guān)分析；DPS 7.05軟件進(jìn)行方差分析(ANOVA)；Sigmaplot 12.0軟件作圖。

2　結(jié)果與分析(Results and analysis)

2.1方差分析

不同樣點(diǎn)土壤、培養(yǎng)時間和環(huán)草隆濃度對各試驗(yàn)指標(biāo)影響的方差分析結(jié)果見表1。由表1可知，不同樣點(diǎn)土壤、培養(yǎng)時間和環(huán)草隆濃度對土壤微生物各指標(biāo)的影響均達(dá)到極顯著水平(P<0.01)。

2.2不同樣點(diǎn)土壤對各試驗(yàn)指標(biāo)的影響

各樣點(diǎn)土壤基本理化性質(zhì)與重金屬含量見表2。如表2所示，3個樣點(diǎn)土壤的pH值都大于8，為堿性土壤；有機(jī)碳含量高低順序?yàn)椋篏>D>N，最高含量為1.94%；樣點(diǎn)D土壤粘粒含量最低只有1.97%，其他2種土壤的粘粒含量都超過了20%；樣點(diǎn)N在3個樣點(diǎn)土壤中4種重金屬含量均最低，然而除了Pb含量未達(dá)到一級標(biāo)準(zhǔn)以外，Cd的含量超過了一級標(biāo)準(zhǔn)，Cu和Zn含量超過了二級標(biāo)準(zhǔn)。樣點(diǎn)D土壤Cd和Pb含量都超過了一級標(biāo)準(zhǔn)，Cu超過了二級標(biāo)準(zhǔn)，Zn含量遠(yuǎn)遠(yuǎn)高于三級標(biāo)準(zhǔn)，達(dá)到了污染水平。樣點(diǎn)G土壤中Cd含量接近三級標(biāo)準(zhǔn)，Pb接近二級標(biāo)準(zhǔn)，而Cu和Zn含量分別為三級標(biāo)準(zhǔn)4倍和10倍左右。根據(jù)Hakanson指數(shù)法[20]，樣點(diǎn)N、D和G土壤重金屬綜合污染指數(shù)分別為8.89、17.2和57.8。

表1　不同樣點(diǎn)土壤、培養(yǎng)時間和環(huán)草隆濃度對試驗(yàn)指標(biāo)的方差分析

注：**P<0.01。

Note: **P<0.01.

表2　供試土壤基本理化性質(zhì)與重金屬含量

不同樣點(diǎn)土壤間各試驗(yàn)指標(biāo)背景值的多重比較結(jié)果見表3。由表3可以看出，各樣點(diǎn)土壤間微生物指標(biāo)大多存在顯著差異，樣點(diǎn)G土壤的氮礦化量和土壤基礎(chǔ)呼吸顯著高于N和D，而樣點(diǎn)N土壤的脲酶、芳基硫酸酯酶、蔗糖酶及堿性磷酸酶活性都顯著高于D和G。

對樣點(diǎn)N、D和G土壤基本理化性質(zhì)、重金屬含量及綜合污染指數(shù)與各試驗(yàn)指標(biāo)背景值的相關(guān)性分析見表4。土壤基本理化性質(zhì)pH值、有機(jī)碳及粘粒含量是影響土壤微生物活性的最重要指標(biāo)。如表4所示，氮礦化量、土壤基礎(chǔ)呼吸和芳基硫酸酯酶活性與pH和有機(jī)碳含量呈顯著和極顯著相關(guān)關(guān)系，其中，氮礦化量和土壤基礎(chǔ)呼吸與pH呈負(fù)相關(guān)，與有機(jī)碳呈正相關(guān)，隨著pH增加和有機(jī)碳含量的降低，氮礦化量和土壤基礎(chǔ)呼吸降低；而芳基硫酸酯酶則相反，與pH呈正相關(guān)，與有機(jī)碳呈負(fù)相關(guān)，即，隨著pH值的增加和有機(jī)碳含量的降低，芳基硫酸酯酶活性增加。另外，氮礦化量還與粘粒含量呈顯著正相關(guān)，隨著粘粒含量的增加，氮礦化量增加。脲酶、蔗糖酶和堿性磷酸酶活性與這3種土壤理化性質(zhì)相關(guān)性不顯著。

表3　不同樣點(diǎn)土壤對試驗(yàn)指標(biāo)的多重比較

注：P<0.05。

Note: P<0.05.

表4　各樣點(diǎn)土壤基本理化性質(zhì)、重金屬含量和綜合污染指數(shù)與試驗(yàn)指標(biāo)間相關(guān)性分析

注：*P<0.05，**P<0.01。

Note:*P<0.05, **P<0.01.

氮礦化量和土壤基礎(chǔ)呼吸與4種重金屬含量及其綜合污染指數(shù)都成顯著和極顯著的正相關(guān)關(guān)系，隨著重金屬濃度的增加和綜合污染指數(shù)的升高，氮礦化量和土壤基礎(chǔ)呼吸增加；而芳基硫酸酯酶和堿性磷酸酶活性與4種重金屬含量及其綜合污染指數(shù)呈顯著和極顯著的負(fù)相關(guān)關(guān)系，隨著重金屬濃度的增加和綜合污染指數(shù)的升高，這2種酶的活性降低。脲酶和蔗糖酶活性與這4種重金屬含量及其綜合污染指數(shù)的相關(guān)性不顯著。

因此，脲酶和蔗糖酶活性與本研究所選的土壤的基本理化性質(zhì)及重金屬含量相關(guān)性都不顯著。

2.3環(huán)草隆污染對各微生物指標(biāo)的影響2.3.1環(huán)草隆污染對土壤有機(jī)氮礦化量的影響

由圖1可知：(1)培養(yǎng)第1天和第7天，3個樣點(diǎn)土壤氮礦化量抑制(激活)率均表現(xiàn)出一定濃度梯度效應(yīng)，隨環(huán)草隆濃度的升高而升高，樣點(diǎn)N呈現(xiàn)抑制-激活趨勢，而樣點(diǎn)D和G土壤的氮礦化量從低濃度到高濃度基本處于激活狀態(tài)。培養(yǎng)第15、32天，3個樣點(diǎn)土壤氮礦化量抑制(激活)率的劑量-效應(yīng)關(guān)系變得不明顯。(2)樣點(diǎn)D土壤培養(yǎng)第15天時最大添加濃度1 000 mg·kg-1氮礦化量激活率最大，達(dá)到1 500%，3個土壤的氮礦化量抑制率在3 mg·kg-1環(huán)草隆處理下達(dá)到最大，均為-100%，但是出現(xiàn)的時間不同，樣點(diǎn)N出現(xiàn)在第1天，樣點(diǎn)G出現(xiàn)在第7天，樣點(diǎn)D出現(xiàn)在第32天。因此，培養(yǎng)第1天和第7天的土壤氮礦化量對環(huán)草隆污染響應(yīng)較為敏感，并且表現(xiàn)為明顯的劑量-效應(yīng)關(guān)系。

土壤氮素礦化是有效氮主要來源之一，土壤有機(jī)質(zhì)通過微生物分解、氨化、硝化等途徑轉(zhuǎn)化成不同形態(tài)氮供植物吸收利用。除草劑的施入對土壤微生物數(shù)量及其活性產(chǎn)生影響從而影響土壤氮的礦化和轉(zhuǎn)化[22]。本實(shí)驗(yàn)低濃度(3～30 mg·kg-1)環(huán)草隆隨處理時間變化都或多或少對3個樣點(diǎn)土壤氮礦化量產(chǎn)生了抑制作用。EL-Ghamry等[23]研究表明，2種砜嘧磺隆除草劑對土壤碳、氮礦化有抑制作用。徐建民等[11]的室內(nèi)研究結(jié)果也表明，氯磺隆、甲磺隆和芐嘧磺隆等磺酰脲類除草劑均明顯降低了氮的礦化量。Kizildag等[24]對甲氧咪草煙的研究也發(fā)現(xiàn)，甲氧咪草煙處理的土壤NO3-N含量顯著低于對照土壤。而Haney等[25]研究卻發(fā)現(xiàn)，培養(yǎng)條件下除草劑阿特拉津和草甘膦對土壤碳、氮礦化有促進(jìn)作用。這又與本實(shí)驗(yàn)高濃度(300～1 000 mg·kg-1)的處理結(jié)果一致。

圖1　環(huán)草隆污染對土壤有機(jī)氮礦化量的影響Fig. 1　The effects of siduron pollution on soil organic nitrogen mineralization

2.3.2環(huán)草隆污染對土壤基礎(chǔ)呼吸的影響

環(huán)草隆污染對土壤基礎(chǔ)呼吸的影響見圖2。由圖2可以看出：(1)培養(yǎng)第1天，環(huán)草隆與樣點(diǎn)N土壤基礎(chǔ)呼吸抑制(激活)率呈現(xiàn)良好的劑量-效應(yīng)關(guān)系，隨環(huán)草隆濃度的升高，呈現(xiàn)抑制-激活趨勢。樣點(diǎn)G土壤基礎(chǔ)呼吸抑制(激活)率也表現(xiàn)一定濃度梯度效應(yīng)，隨環(huán)草隆濃度升高，抑制(激活)率也有一定程度升高，但是30 mg·kg-1和300 mg·kg-1兩個濃度的效應(yīng)差異不是很明顯，而樣點(diǎn)D土壤基礎(chǔ)呼吸抑制(激活)率的變化則比較復(fù)雜。培養(yǎng)第7、15、32天，3個樣點(diǎn)土壤基礎(chǔ)呼吸抑制(激活)率變化均無明顯的劑量-效應(yīng)關(guān)系。培養(yǎng)第32天，3個樣點(diǎn)土壤基礎(chǔ)呼吸抑制(激活)率相較前幾天都變小了，這可能與微生物自身的耐受作用有關(guān)[26]，也可能是環(huán)草隆在土壤中經(jīng)過一段時間的平衡后，由于土壤顆粒的吸附、固定等物理化學(xué)作用，其生物有效性逐步下降[27]。(2)培養(yǎng)第7天，樣點(diǎn)D和G土壤基礎(chǔ)呼吸均在最低添加濃度3 mg·kg-1處出現(xiàn)3個樣點(diǎn)中最大抑制率-65%，最大激活率則出現(xiàn)在培養(yǎng)第1天樣點(diǎn)N土壤的最高添加濃度1 000 mg·kg-1處，為65%。綜上所述，培養(yǎng)第1天的土壤基礎(chǔ)呼吸對環(huán)草隆污染響應(yīng)較為敏感，并且表現(xiàn)出明顯的劑量-效應(yīng)關(guān)系。

除草劑對土壤基礎(chǔ)呼吸的影響隨環(huán)境條件的變化有不同表現(xiàn)。Sun等[28]通過室內(nèi)培養(yǎng)實(shí)驗(yàn)，研究了添加不同氮源條件下我國典型旱地除草劑對農(nóng)田土壤呼吸和N2O排放的影響，結(jié)果表明，在添加(NH4)2SO4氮源條件下，莠去津和百草枯對土壤呼吸無顯著影響，草甘膦顯著抑制了土壤呼吸，苯磺隆和乙草胺顯著促進(jìn)了土壤呼吸；在添加尿素的條件下，百草枯、莠去津和乙草胺對土壤呼吸無顯著影響，草甘膦顯著抑制了土壤呼吸，苯磺隆顯著促進(jìn)了土壤呼吸。姜虎生等[29]的研究表明，乙草胺、丁酯、春多多、氟樂靈4種除草劑對土壤呼吸強(qiáng)度的影響表現(xiàn)為激活-抑制-恢復(fù)趨勢。

2.3.3環(huán)草隆污染對土壤脲酶活性的影響

由圖3可知：(1)培養(yǎng)第7天，樣點(diǎn)N土壤脲酶活性抑制(激活)率表現(xiàn)濃度梯度效應(yīng)，隨環(huán)草隆濃度的升高，其抑制(激活)率隨之降低，呈現(xiàn)激活-抑制趨勢，而樣點(diǎn)D和G土壤脲酶活性抑制(激活)率的變化均無明顯的劑量-效應(yīng)關(guān)系。培養(yǎng)第1、15、32天，3個樣點(diǎn)土壤脲酶活性抑制(激活)率的變化均沒表現(xiàn)出梯度效應(yīng)。(2)最大抑制率分別出現(xiàn)在培養(yǎng)第7天的樣點(diǎn)N土壤最高濃度1 000 mg·kg-1和培養(yǎng)第1天樣點(diǎn)D土壤的300 mg·kg-1濃度處，值為-25%。最大激活率則在培養(yǎng)第7天的樣點(diǎn)D土壤30 mg·kg-1濃度處出現(xiàn)，值為60%。綜上可知，脲酶活性對環(huán)草隆污染不敏感。

圖2　環(huán)草隆污染對土壤基礎(chǔ)呼吸的影響Fig. 2　The effects of siduron pollution on soil basal respiration

脲酶是土壤中最活躍的水解酶類之一，廣泛存在于細(xì)菌、真菌和高等植物中，能水解土壤中的尿素，釋放出供作物利用的銨。環(huán)草隆對土壤脲酶活性的影響，培養(yǎng)前期以激活作用為主，隨處理時間延長和環(huán)草隆濃度升高，抑制效應(yīng)越來越明顯。彭星等[30]在實(shí)驗(yàn)室模擬條件下研究乙草胺和丁草胺這2種酰胺類除草劑對脲酶活性的影響時，發(fā)現(xiàn)均對脲酶活性有激活作用，這與本試驗(yàn)中酰胺類除草劑環(huán)草隆的研究結(jié)果一致。吳小毛等[31]也發(fā)現(xiàn)敵草胺在低濃度時對脲酶活性有激活作用。

2.3.4環(huán)草隆污染對土壤芳基硫酸酯酶活性的影響

環(huán)草隆污染對土壤芳基硫酸酯酶活性的影響見圖4。由圖4可以看出：(1)整個培養(yǎng)期，樣點(diǎn)N土壤芳基硫酸酯酶活性抑制(激活)率均表現(xiàn)出一定濃度梯度效應(yīng)，隨環(huán)草隆濃度的升高，其抑制(激活)率有一個降低的過程，整體呈現(xiàn)激活-抑制趨勢。樣點(diǎn)D土壤芳基硫酸酯酶活性抑制(激活)率的變化在培養(yǎng)第7天表現(xiàn)出一定濃度梯度效應(yīng)，隨環(huán)草隆濃度的升高，抑制(激活)率降低，環(huán)草隆濃度與抑制(激活)率之間存在良好劑量-效應(yīng)關(guān)系。樣點(diǎn)G在培養(yǎng)7天以后土壤芳基硫酸酯酶活性抑制(激活)率均呈現(xiàn)出一定的濃度梯度效應(yīng)。(2)整個培養(yǎng)期，最高添加濃度1 000 mg·kg-1對3個樣點(diǎn)土壤芳基硫酸酯酶活性均表現(xiàn)抑制效應(yīng)，且抑制率隨培養(yǎng)時間有增強(qiáng)趨勢。3個樣點(diǎn)土壤芳基硫酸酯酶活性最大抑制率出現(xiàn)在培養(yǎng)第32天樣點(diǎn)G的最高添加濃度，值為-45%，3個樣點(diǎn)最大激活率差別不大，均為20%。綜上所述，芳基硫酸酯酶這一指標(biāo)對環(huán)草隆污染比較敏感，尤其在處理后的第7天在3種土壤中都表現(xiàn)出明顯的劑量-效應(yīng)關(guān)系。

芳基硫酸酯酶能將有機(jī)硫化物水解成植物可吸收利用的無機(jī)形態(tài)，在土壤硫循環(huán)中發(fā)揮重要作用。

圖3　環(huán)草隆污染對土壤脲酶活性的影響Fig. 3　The effects of siduron pollution on soil urease activities

圖4　環(huán)草隆污染對土壤芳基硫酸酯酶活性的影響Fig. 4　The effects of siduron pollution on soil arylsulfatase activities

本實(shí)驗(yàn)環(huán)草隆高濃度(1 000 mg·kg-1)處理對3個樣點(diǎn)土壤芳基硫酸酯酶活性均表現(xiàn)為抑制效應(yīng)，這與Bacmaga等[32]的研究有相似結(jié)果。

2.3.5環(huán)草隆污染對土壤蔗糖酶活性的影響

從圖5可以看出：(1)整個培養(yǎng)期，3個樣點(diǎn)土壤蔗糖酶活性抑制(激活)率濃度效應(yīng)均不明顯。(2)樣點(diǎn)D土壤蔗糖酶活性受到的抑制效應(yīng)最明顯，最大抑制率分別出現(xiàn)在培養(yǎng)第15天的最低添加濃度3 mg·kg-1和最高添加濃度1 000 mg·kg-1，值為-13%。樣點(diǎn)N在3個樣點(diǎn)中呈現(xiàn)蔗糖酶活性最大激活率，于培養(yǎng)第1天的300 mg·kg-1濃度處達(dá)到最大33%。由此可見，環(huán)草隆對蔗糖酶影響的劑量-效應(yīng)關(guān)系不明顯。

蔗糖酶屬水解酶類，許多低聚糖均可被催化水解，對土壤碳循環(huán)有重要意義[33]。環(huán)草隆對蔗糖酶活性的影響，高濃度(1 000 mg·kg-1)處理隨處理時間的延長，逐漸由激活轉(zhuǎn)變?yōu)橐种疲梢钥闯?，大劑量的使用環(huán)草隆會對土壤蔗糖酶活性產(chǎn)生抑制。Sannino和Gianfreda[34]研究了草甘膦、百草枯、莠去津、西維因4種農(nóng)藥對不同土壤酶活性的影響，研究結(jié)果表明，莠去津?qū)缀跛型寥赖恼崽敲富钚远加幸种谱饔?。李永紅和高玉葆[35]也發(fā)現(xiàn)，高濃度的單嘧磺隆對土壤蔗糖酶活性也有顯著的抑制效應(yīng)。

2.3.6環(huán)草隆污染對土壤堿性磷酸酶活性的影響

由圖6可知：(1)培養(yǎng)第1天，3個樣點(diǎn)土壤堿性磷酸酶對環(huán)草隆的反應(yīng)都很小。培養(yǎng)第7天，除了樣點(diǎn)D土壤的最高濃度處理以外，3個土壤的堿性磷酸酶活性抑制(激活)率表現(xiàn)一定濃度梯度效應(yīng)，隨環(huán)草隆濃度升高，抑制(激活)率也升高，存在劑量-效應(yīng)關(guān)系。培養(yǎng)第15、32天，濃度梯度效應(yīng)不明顯。(2)最大抑制率出現(xiàn)在培養(yǎng)第15天樣點(diǎn)D土壤的300 mg·kg-1濃度，值為-58%，3個樣點(diǎn)最大激活率差別不大，均為40%。綜上所述，培養(yǎng)第7天的土壤堿性磷酸酶對環(huán)草隆污染響應(yīng)較為敏感，并且表現(xiàn)為明顯的劑量-效應(yīng)關(guān)系。

磷酸酶也屬于水解酶類，土壤中的有機(jī)磷通常在土壤磷酸酶的酶促作用下才能轉(zhuǎn)化為植物可吸收利用的形態(tài)。培養(yǎng)第1天，較高濃度(30～1 000 mg·kg-1)環(huán)草隆對樣點(diǎn)N和G土壤堿性磷酸酶活性表現(xiàn)出抑制效應(yīng)，說明樣點(diǎn)N和G土壤堿性磷酸酶對較高濃度環(huán)草隆比較敏感，姜偉麗等[36]對草甘膦的研究也有類似結(jié)果。

圖5　環(huán)草隆污染對土壤蔗糖酶活性的影響Fig. 5　The effects of siduron pollution on soil invertase activities

圖6　環(huán)草隆污染對土壤堿性磷酸酶活性的影響Fig. 6　The effects of siduron pollution on the activities of soil alkaline phosphatase

不同除草劑對土壤微生物種群、酶活性的影響不同，影響程度與除草劑使用的劑量有關(guān)。Tu[37]在實(shí)驗(yàn)室培養(yǎng)條件下研究了8種除草劑對土壤微生物和酶的影響，結(jié)果表明，不同除草劑對微生物和酶活性影響表現(xiàn)有所不同。李詠玲等[38]通過小麥盆栽實(shí)驗(yàn)研究了除草劑苯磺隆和2,4-D對小麥生長過程中土壤微生物的影響，結(jié)果表明，苯磺隆和2,4-D對土壤微生物量碳、氮的影響主要與處理的濃度和時間有關(guān)。除草劑的效應(yīng)與土壤的理化性質(zhì)、水分、溫度等因素也有關(guān)，因此同類型甚至同種除草劑的效果也會不同。Malkomes[39]用砜嘧磺隆研究除草劑對土壤碳、氮的影響，結(jié)果表明，在6種土壤中只有2種土壤表現(xiàn)為促進(jìn)氮礦化作用。由此可見，不論是在實(shí)驗(yàn)室培養(yǎng)還是盆栽或大田條件下，除草劑對土壤微生物活性都會產(chǎn)生影響，但隨實(shí)驗(yàn)條件、土壤條件、除草劑種類的不同，影響效果不同，不同實(shí)驗(yàn)指標(biāo)對除草劑的反應(yīng)也不一樣。因此，對除草劑使用的生態(tài)效應(yīng)評價應(yīng)建立在更為廣泛的實(shí)驗(yàn)基礎(chǔ)上[22]。

2.3.7環(huán)草隆與土壤芳基硫酸酯酶、堿性磷酸酶活性抑制(激活)率劑量-效應(yīng)關(guān)系研究

根據(jù)以上結(jié)果，將培養(yǎng)第7天的土壤芳基硫酸酯酶、堿性磷酸酶活性抑制(激活)率與環(huán)草隆濃度作回歸分析，結(jié)果見表5。環(huán)草隆濃度與污染較為嚴(yán)重的樣點(diǎn)D和G土壤芳基硫酸酯酶活性抑制(激活)率呈現(xiàn)出顯著的線性相關(guān)關(guān)系，而在污染程度較輕的樣點(diǎn)N土壤中，環(huán)草隆濃度則與堿性磷酸酶活性抑制(激活)率呈現(xiàn)出顯著的線性相關(guān)關(guān)系。此外，樣點(diǎn)D和G土壤芳基硫酸酯酶、樣點(diǎn)N土壤堿性磷酸酶的線性方程截距分別為7.04、10.9、8.22，均在10左右，說明在不加入環(huán)草隆的情況下，這2種酶活性的變化范圍較小。由擬合方程計算可得，土壤中環(huán)草隆對樣點(diǎn)D和G土壤芳香硫酸酯酶活性、對樣點(diǎn)N土壤堿性磷酸酶活性抑制(激活)率的EC10分別為568 mg·kg-1、1 306 mg·kg-1(抑制值)和56 mg·kg-1(激活值)、99 mg·kg-1，EC50分別為1 901 mg·kg-1、3 806 mg·kg-1、2 321 mg·kg-1。

表5　土壤芳基硫酸酯酶活性抑制(激活)率、堿性磷酸酶活性抑制(激活)率與環(huán)草隆濃度之間的關(guān)系

通訊作者簡介：王美娥(1975-)，女，博士，副研究員，長期以來從事土壤重金屬、農(nóng)藥單一復(fù)合污染過程與生態(tài)效應(yīng)研究，已發(fā)表SCI論文十余篇，其中第一作者8篇，中文核心數(shù)篇。

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◆

Effects of Siduron on Organic Nitrogen Mineralization, Basal Respiration and Related Enzyme Activities in Heavy Metal Polluted Urban Soil

Gu Panni1,2, Wang Meie1,*, Chen Weiping1

1. State Key Laboratory of Urban and Regional Ecology, Research Center for Eco-Environmental Sciences, Chinese Academy of Sciences, Beijing 100085, China 2. University of Chinese Academy of Sciences, Beijing 100039, China

24 October 2014accepted 18 December 2014

Combined pollution of heavy metals and organics in urban soil is ubiquitous. Herbicide such as siduron is frequently used in lawn management and pollution of these pesticides in urban soil has become a new focus. In this research, different heavy metal polluted urban soils were selected to evaluate the ecological risk of siduron pollution based on laboratory simulation experiments. Effects of siduron on soil organic nitrogen mineralization, basal respiration and soil enzyme activities were studied. It was suggested that: (1) The soil organic nitrogen mineralization, basal respiration, arylsulfatase and alkaline phosphatase activities were sensitive to heavy metal and siduron pollution, while urease and invertase activities were insensitive. (2) In the range of siduron concentrations from 0 mg·kg-1to 1 000 mg·kg-1, significant linear correlations were observed between siduron concentrations and the inhibition (activation) rates of alkaline phosphatase activity in slightly heavy metal polluted soil N. Significant linear relationships were also observed between siduron concentrations and the inhibition (activation) rates of arylsulfatase activities in soil D and G which were more seriously heavy metal polluted. (3) The EC10sof the effect of siduron on the inhibition (activation) rates of arylsulfatase activities in soil D and G and on the inhibition (activation) rates of alkaline phosphatase activity in soil N were 568 mg·kg-1, 1 306 mg·kg-1(inhibiting value) and 56 mg·kg-1(activation value), 99 mg·kg-1, respectively. And EC50s were 1 901 mg·kg-1, 3 806 mg·kg-1,2 321 mg·kg-1, respectively. The above results can provide basic data and technical methods for the ecological risk assessment of compound pollution of heavy metals and pesticide in urban soil.

heavy metal polluted urban soil; siduron; nitrogen mineralization; basal respiration; soil enzyme; dose-effect relationship

國家自然科學(xué)基金面上項(xiàng)目(41271503)

谷盼妮(1989-)，女，碩士生，研究方向?yàn)橥寥牢廴旧鷳B(tài)風(fēng)險評價，E-mail：gupanniyue@126.com

Corresponding author)， E-mail: mewang@rcees.ac.cn

10.7524/AJE.1673-5897.20141024001

2014-10-24 錄用日期：2014-12-18

1673-5897(2015)6-080-13

X171.5

A

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