海水養(yǎng)殖池沉積物中重金屬形態(tài)和生物酶活性的關(guān)系研究*

李 玉 高 煥 劉付程

(淮海工學(xué)院 連云港 222005)

生物酶可催化各種反應(yīng)過程, 對土壤的微生物生態(tài)具有重要作用, 因此土壤的酶活性被廣泛當作土壤健康的生物指示物(Dick, 1997)。土壤中微生物是各種酶的重要來源, 微生物數(shù)量隨土壤類型不同而存在很大的差異, 主要受到土壤質(zhì)量狀況及土壤中有毒重金屬及類金屬污染的影響。如重金屬As對所有細菌都具毒性, 它能夠阻止基礎(chǔ)細胞的能量代謝功能, 由于砷化合物的污染, 土壤中微生物種群下降已經(jīng)得到證實(Hiroki, 1993; Walker et al, 2000;Lorenz et al, 2006)。在海洋環(huán)境中, 由于對生態(tài)功能有直接且持續(xù)的負面沖擊, 重金屬對沉積物中微生物群落多樣性和動力過程的影響研究時有報道(Valsecchi et al, 1995), 最常見的就是降低胞外酶的活性(Li et al, 2006; De Souza et al, 2006; Wang et al,2007), 如Cd、Zn、Ni、Co對細菌的一氧化二氮還原酶有抑制作用, 從而導(dǎo)致溫室氣體的累積(Sobolev et al, 2008; Haferburg et al, 2010)。這些研究表明, 海洋沉積物中重金屬元素和酶活性有一定的關(guān)系。多年來研究者對近海海洋沉積物中重金屬的富集狀況、評價方法以及對生態(tài)的潛在危害進行了大量報道(Wang et al, 2011; Choi et al, 2012; Zhu et al, 2012; Ho et al,2013; Zhang et al, 2013), 如何找到一個敏感的生物指標來判斷無機重金屬污染過程是一個亟待解決的問題。有研究者對河口、河道沉積物及農(nóng)田、礦區(qū)土壤中生物酶的活性變化及與重金屬的相關(guān)關(guān)系進行了初步探討(Gianfreda et al, 2005; Kavamura et al,2010; Colin et al, 2012; Sivakumar et al, 2012), 近兩年來又有研究者對北美、歐洲及荷蘭不同利用功能的土壤中生物酶活性進行了測定(Talbot et al, 2014;Hendriksen et al, 2016; Rutgers et al, 2016), 也有研究者試驗了環(huán)境因子對土壤中生物酶活性的穩(wěn)定作用以抵抗外來脅迫(Elzobair et al, 2016; Hu et al, 2016)。劉存歧等(2007)報道了長江口潮灘濕地沉積物中生物酶活性和環(huán)境因子的相關(guān)性; Yu等(2001)研究表明缺氧環(huán)境下的河流沉積物中Cu、Cd和Pb對脲酶、轉(zhuǎn)化酶、堿性磷酸酶和蛋白酶有明顯的抑制作用, 而Cr對生物酶則具有激活作用; 史長青(1995)對稻田土壤中酶活性與重金屬含量進行了相關(guān)性分析, 發(fā)現(xiàn)脲酶活性與 Cd、Cu、Zn、過氧化氫酶活性與 Pb皆呈顯著負相關(guān)關(guān)系; Ghosh等(2004)發(fā)現(xiàn)砷長期污染對微生物脫氫酶的活性產(chǎn)生不利影響。但當重金屬總量對土壤中生物酶活性影響不顯著的時候, 重金屬的某一賦存形態(tài)卻能顯著影響生物酶活性(劉云國等,2002)。運用連續(xù)提取法研究土壤重金屬的賦存形態(tài),可以了解土壤中重金屬的轉(zhuǎn)化和遷移, 還可以預(yù)測其生物可利用性, 更加客觀地評價重金屬的環(huán)境效應(yīng)(Tessier et al, 1979; Rauret, 1998)。劉霞等(2002, 2003)、蔡信德等(2005)研究了土壤中重金屬形態(tài)和特定酶活性的關(guān)系, 結(jié)果表明酶的活性和重金屬在土壤中的遷移轉(zhuǎn)化過程相關(guān), 說明以重金屬的賦存形態(tài)來分析重金屬對生物酶活性的影響比用總量更為準確。

本研究以連云港市海水養(yǎng)殖池表層沉積物中重金屬賦存形態(tài)和生物酶活性為研究對象, 通過對二者關(guān)系的探討, 旨在建立一種利用生物酶活性來指示沉積環(huán)境中重金屬的生物可利用度和形態(tài)轉(zhuǎn)化過程的判斷方法。近海環(huán)境中, 不同功能區(qū)沉積物中重金屬形態(tài)及環(huán)境特點不同(Zhang et al, 2012; 王小靜等, 2015)。在海水養(yǎng)殖池這樣一個相對封閉的環(huán)境中,受長期累積的影響, 一旦發(fā)生重金屬污染將直接影響?zhàn)B殖質(zhì)量, 進而影響人類健康。有研究者對養(yǎng)殖區(qū)海水水質(zhì)、沉積物中異養(yǎng)細菌生態(tài)分布及沉積物酶活性和微生物群落結(jié)構(gòu)分布進行了報道(李越蜀等,2012; 宋科等, 2013; 廖紅芳等, 2014)。相對于實驗室內(nèi)設(shè)定或特定環(huán)境中高濃度的重金屬對酶活性的影響研究, 對養(yǎng)殖環(huán)境質(zhì)量問題的探討更具現(xiàn)實意義,但是對于封閉的海水養(yǎng)殖池塘多種重金屬復(fù)合污染情況下重金屬元素不同賦存形態(tài)間的遷移轉(zhuǎn)化與酶活性的響應(yīng)關(guān)系尚無系統(tǒng)的研究報道。

1 材料與方法

1.1 站點設(shè)置

2014年 9月在連云港贛榆縣海頭鎮(zhèn)、九里鎮(zhèn)、宋莊鎮(zhèn)海水養(yǎng)殖區(qū)設(shè)置采樣點9個, 見圖1。海頭鎮(zhèn)位于連云港贛榆區(qū)東北部, 海岸線長約11.6km, 盛產(chǎn)各種海鮮, 尤以黃魚、梭子蟹、東方對蝦、紫菜、貝類等海鮮珍品為最, 是連云港市“海淡水養(yǎng)殖之鄉(xiāng)”;人口8.2萬, 工業(yè)發(fā)展突出。九里鎮(zhèn)位于連云港市贛榆區(qū)東北部, 與山東省日照市接壤, 東部沿海建有淺海域圈護養(yǎng)基地、潮間帶灘涂貝類和紫菜養(yǎng)殖基地以及潮上帶梭子蟹養(yǎng)殖基地; 人口7萬, 以農(nóng)業(yè)為主。宋莊鎮(zhèn)緊靠贛榆城區(qū), 贛榆區(qū)經(jīng)濟開發(fā)區(qū)坐落境內(nèi),是全國“對蝦養(yǎng)殖之鄉(xiāng)”; 工農(nóng)業(yè)發(fā)展基本持平, 人口2.6萬, 主要經(jīng)濟活動圍繞養(yǎng)殖產(chǎn)業(yè), 如連云港人工魚礁工程、全國首家海水養(yǎng)殖有機食品基地、工廠化養(yǎng)殖等。每個養(yǎng)殖池采樣點周邊環(huán)境相似, 主要污染來源為工業(yè)農(nóng)業(yè)廢水和城鎮(zhèn)生活污水, 養(yǎng)殖品種皆為對蝦。根據(jù)對角線法每個采樣點采集5個樣品, 每個樣品各取表層沉積物約100g, 5個樣品等量充分混合裝入封口袋。

圖1 調(diào)查站位Fig.1 Sampling stations

1.2 樣品的采集、預(yù)處理和分析

采集的樣品分成兩份, 一份用于檢測重金屬的賦存形態(tài), 預(yù)處理方法見《海洋監(jiān)測規(guī)范》, 本實驗采用 Tessier等(1979)連續(xù)提取法進行沉積物中重金屬元素的賦存形態(tài)分離, 重金屬的形態(tài)可分為5種: 可交換態(tài)(Ⅰ)、碳酸鹽結(jié)合態(tài)(Ⅱ)、鐵錳氧化物態(tài)(Ⅲ)、有機-硫化物態(tài)(Ⅳ)、殘渣態(tài)(Ⅴ)。采用等離子體發(fā)射光譜儀測定賦存形態(tài)的含量。另一份樣品用于土壤酶活性的測定。實驗室內(nèi)將采集的沉積物樣品自然風(fēng)干, 瑪瑙研缽研磨、過160目篩, 樣品采集兩周內(nèi)進行生物酶活性測定, 測定方法: 過氧化氫酶采用高錳酸鉀滴定法; 轉(zhuǎn)化酶(蔗糖酶)采用3, 5-二硝基水楊酸比色法; 脲酶采用苯酚一次氯酸鈉比色法; 堿性磷酸酶采用改進后的磷酸苯二鈉比色法(關(guān)松蔭, 1986; 趙蘭坡等, 1986)。

1.3 數(shù)據(jù)分析

利用SPSS 20.0統(tǒng)計軟件進行顯著性及相關(guān)性分析。

2 結(jié)果

2.1 養(yǎng)殖池表層沉積物中重金屬賦存形態(tài)現(xiàn)狀評價

圖2 沉積物中重金屬賦存形態(tài)的分布Fig.2 Distribution of different forms of heavy metals in sediments

連云港臨海養(yǎng)殖池表層沉積物中 7種重金屬元素 Cu、Zn、Pb、Cd、Cr、As、Mn的賦存形態(tài)分析結(jié)果參見圖2。就5種賦存形態(tài)而言, 可交換態(tài)濃度所占百分比最高的是 Cd; 碳酸鹽結(jié)合態(tài)較高的是Mn、Pb和Cd; 鐵錳氧化物態(tài)最高的是Pb、Mn、Zn;有機結(jié)合態(tài)最高的是Cu、Zn; 殘渣態(tài)最高的是Cr和As。

2.2 養(yǎng)殖池表層沉積物中酶活性水平

本次調(diào)查活動設(shè)置的 9個站點表層沉積物中脲酶、堿性磷酸酶、過氧化氫酶、轉(zhuǎn)化酶的活性見表1。脲酶的活性范圍為 0.45—8.96mg/(g·24h), 存在明顯的空間差異性; 堿性磷酸酶活性范圍為 2.45—6.69mg/(g·24h), 過氧化氫酶活性范圍為 0.14—2.36mL/(g·24h), 空間分布較為均勻; 轉(zhuǎn)化酶活性范圍為0.45—10.45mg/(g·24h), 空間差異性大。

2.3 養(yǎng)殖池表層沉積物中重金屬賦存形態(tài)和生物酶活性相關(guān)性分析

養(yǎng)殖池表層沉積物中重金屬Cu、Zn、Pb、Cd、Cr、As、Mn的不同賦存形態(tài)和4種生物酶活性的相關(guān)關(guān)系見表2。

3 討論

3.1 養(yǎng)殖池表層沉積物中重金屬賦存形態(tài)現(xiàn)狀評價

重金屬Cu和Zn以有機-硫化物結(jié)合態(tài)為主要的賦存形態(tài), 所占的含量比例為 47.58%和 34.23%。重金屬元素的有機結(jié)合態(tài)是指土壤中和各種有機物螯合的那部分金屬, 水生生物活動及人類排放富含有機物的污水對其含量貢獻較大, 有研究表明在氧化環(huán)境和pH值升高的情況下可能被釋放, 引起生物毒性效應(yīng)(隆茜等, 2002)。Cu的可交換態(tài)、碳酸鹽結(jié)合態(tài)、鐵錳氧化物態(tài)、殘渣態(tài)占的百分比例分別為: 8%、8.78%、14.66%、20.97%, Zn的可交換態(tài)、碳酸鹽結(jié)合態(tài)、鐵錳氧化物態(tài)、殘渣態(tài)占的百分比例分別為:9.65%、11.08%、25.98%、19.05%。重金屬 Pb以鐵錳氧化物態(tài)為主要的賦存形態(tài)(平均百分比為47.95%)。重金屬的鐵錳氧化物態(tài)是指吸附在活性的鐵錳氧化物表面的那部分金屬, 反映人類活動對環(huán)境的污染。環(huán)境pH值較高時有利于鐵錳氧化物的形成, 在還原條件下易溶解釋放而被生物利用。Pb的其它賦存形態(tài)百分比分別為: 5.42% (可交換態(tài))、21.36%(碳酸鹽結(jié)合態(tài))、12.53% (有機-硫化物態(tài))、12.70%(殘渣態(tài))。重金屬 Cd以可交換態(tài)(平均 33.47%)和碳酸鹽結(jié)合態(tài)(平均31.16%)為主要存在形態(tài), 其它形態(tài)所占百分比較低(鐵錳氧化物態(tài)為13.46%、有機-硫化物態(tài)為 8.68%、殘渣態(tài)為13.24%)?？山粨Q態(tài)指吸附在粘土、腐殖質(zhì)上的金屬, 對環(huán)境變化敏感, 易于遷移轉(zhuǎn)化, 反映人類近期排污活動對生物毒性作用。碳酸鹽結(jié)合態(tài)指重金屬元素在碳酸鹽礦物上形成的共沉淀結(jié)合態(tài), 對環(huán)境中的pH值最為敏感, pH值低時易于重新釋放到環(huán)境。重金屬Cr和As主要以殘渣態(tài)存在, 所占比例分別為 88.94%和 70.13%, 可交換態(tài)和碳酸鹽結(jié)合態(tài)、有機結(jié)合態(tài)所占比例都較低, 分別為1.88%、1.78%、2.22%和4.22%、4.19%、3.67%。金屬殘渣態(tài)一般長期穩(wěn)定在沉積物中, 不易釋放, 不被生物利用吸收。重金屬Mn的鐵錳氧化物態(tài)比例最高, 為平均 46.27%, 其次為碳酸鹽結(jié)合態(tài)(平均27.04%), 余下依次為殘渣態(tài)(平均 19.06%)、可交換態(tài)(平均4.97%)、有機-硫化物態(tài)(平均 2.68%)。

3.2 養(yǎng)殖池表層沉積物中酶活性水平

脲酶、堿性磷酸酶和轉(zhuǎn)化酶同屬水解酶, 水解酶活性高低取決于內(nèi)源污染和外源污染的共同作用,可以指示富營養(yǎng)化程度(張宇等, 2011)。有研究表明,沉積物中脲酶活性和氨氮含量呈顯著正相關(guān), 可反映沉積物中無機氮的供應(yīng)能力(張宇等, 2011)。堿性磷酸酶能夠催化沉積物中有機磷向無機磷的轉(zhuǎn)化反應(yīng), 與有機質(zhì)和總氮呈正相關(guān)(劉存歧等, 2007)。轉(zhuǎn)化酶活性不僅取決于土壤有機質(zhì)的含量, 更多取決于土壤的有機質(zhì)類型(周禮愷, 1987), 可作為表征土壤肥力的重要指標(張銀龍等, 1999)。過氧化氫酶是沉積物中常見的氧化還原酶, 在有機質(zhì)降解和腐殖質(zhì)形成過程中具有重要作用, 可以表示沉積物氧化過程的強度(Hakulinenet al, 2005)。本研究發(fā)現(xiàn), 連云港海水養(yǎng)殖池表層沉積物中脲酶活性與重金屬 Zn、Cd、As總濃度呈顯著負相關(guān)關(guān)系(見表2); 堿性磷酸酶活性與重金屬Pb、Cd總濃度顯著正相關(guān), 而與Cr總濃度顯著負相關(guān); 過氧化氫酶活性與重金屬 Zn、Cd、As總濃度呈顯著負相關(guān)關(guān)系; 轉(zhuǎn)化酶活性與重金屬Cd、As總濃度顯著負相關(guān)。生物酶活性和重金屬總濃度呈現(xiàn)負相關(guān)表示高濃度的重金屬污染抑制了生物酶的活性, 進而導(dǎo)致沉積環(huán)境中營養(yǎng)物質(zhì)的轉(zhuǎn)化受到抑制, 沉積物質(zhì)量受到負面效應(yīng)的影響。我們的研究結(jié)果初步表明, 脲酶、過氧化氫酶、轉(zhuǎn)化酶的活性明顯受到重金屬 Cd的抑制, 反過來講, 這三種酶活性可以表征重金屬Cd的污染變化, 進而可以評價沉積環(huán)境質(zhì)量狀況。

3.3 養(yǎng)殖池表層沉積物中重金屬賦存形態(tài)和生物酶活性相關(guān)性分析

由表2可見, 對于重金屬Cu, 其可交換態(tài)與轉(zhuǎn)化酶活性呈顯著負相關(guān), 而鐵錳氧化物態(tài)與脲酶、過氧化氫酶、轉(zhuǎn)化酶活性同樣呈顯著負相關(guān), 即當沉積物中轉(zhuǎn)化酶活性高時, 可交換態(tài) Cu向其他形態(tài)進行轉(zhuǎn)化, 降低了生物利用度, 而當脲酶、過氧化氫酶、轉(zhuǎn)化酶的活性較高時, 出現(xiàn)了鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)的 Cu向其他形態(tài)轉(zhuǎn)化的現(xiàn)象; 對于 Zn, 鐵錳氧化物態(tài)與堿性磷酸酶活性顯著負相關(guān), 有機結(jié)合態(tài)與脲酶、過氧化氫酶、轉(zhuǎn)化酶活性顯著負相關(guān), 說明當沉積物中堿性磷酸酶活性高時, 鐵錳氧化物態(tài) Zn含量降低,而當脲酶、過氧化氫酶、轉(zhuǎn)化酶活性較高時, 有機結(jié)合態(tài)含量 Zn降低, 開始向其他形態(tài)轉(zhuǎn)化。有機結(jié)合態(tài)的Pb和脲酶、過氧化氫酶、轉(zhuǎn)化酶活性呈顯著正相關(guān), 表明當此三種酶活性增強時, 沉積物中的 Pb向有機結(jié)合態(tài)轉(zhuǎn)化。而當堿性磷酸酶活性增強時, 沉積物中的 Pb則向殘渣態(tài)轉(zhuǎn)變, 降低了生物利用度。重金屬Cd的5種賦存形態(tài)和生物酶活性關(guān)系非常顯著, 這可能和 Cd主要以可交換態(tài)存在, 向環(huán)境中的釋放量大, 生物利用度高有關(guān)。Cr的可交換態(tài)和堿性磷酸酶活性顯著正相關(guān), 殘渣態(tài)和堿性磷酸酶活性顯著負相關(guān), 即說明堿性磷酸酶活性高時, 主要的存在形態(tài)殘渣態(tài)含量減低, 并開始向可交換態(tài)轉(zhuǎn)化。重金屬As的不同賦存形態(tài)與生物酶活性有顯著相關(guān)關(guān)系的都表現(xiàn)為負相關(guān), 說明酶活性的改變可以表征養(yǎng)殖池沉積物中As的形態(tài)轉(zhuǎn)化, 進而影響As的生物有效性。重金屬Mn的有機結(jié)合態(tài)和脲酶、過氧化氫酶、轉(zhuǎn)化酶活性呈顯著正相關(guān), 即脲酶、過氧化氫酶、轉(zhuǎn)化酶活性增強時, 沉積物中Mn的有機結(jié)合態(tài)含量上升。

綜上所述, 由于海水養(yǎng)殖池環(huán)境是相對封閉的,其沉積物中生物酶活性在土壤性質(zhì)、生物活動及外源污染的共同影響下, 與重金屬總量及賦存形態(tài)呈現(xiàn)明顯的多重相關(guān)關(guān)系, 一方面說明了重金屬濃度變化會刺激或者抑制生物酶活性, 另一方面也可以利用生物酶的活性變化來指示沉積環(huán)境中重金屬賦存形態(tài)間的相互轉(zhuǎn)化。但通過本次調(diào)查, 并未發(fā)現(xiàn)生物酶活性和重金屬賦存形態(tài)間的特異性關(guān)系, 值得進一步研究探討。

4 結(jié)論

2014年9月的調(diào)查結(jié)果表明, 連云港市對蝦養(yǎng)殖區(qū)養(yǎng)殖池表層沉積物中重金屬Cu和Zn以有機-硫化物結(jié)合態(tài)為主要的賦存形態(tài), Pb以鐵錳氧化物態(tài)為主要的賦存形態(tài), Cd以可交換態(tài)和碳酸鹽結(jié)合態(tài)為主要存在形態(tài), Cr和As主要以殘渣態(tài)存在, Mn的鐵錳氧化物態(tài)比例最高。重金屬 Cd最易于遷移轉(zhuǎn)化, 生物利用程度高。養(yǎng)殖區(qū)表層沉積物中生物酶活性空間差異性大, 通過和重金屬含量相關(guān)性分析發(fā)現(xiàn)脲酶、過氧化氫酶、轉(zhuǎn)化酶的活性明顯受到重金屬Cd的抑制作用。

表層沉積物中重金屬不同賦存形態(tài)與酶活性存在一定的相關(guān)性, 但未表現(xiàn)出明顯的特異性關(guān)系。脲酶活性與Cd、As的可交換態(tài)、Cd的碳酸鹽結(jié)合態(tài)、Cu、As的鐵錳氧化物態(tài)、Zn、Pb、Cd、Mn的有機硫化物態(tài)之間顯著相關(guān); 堿性磷酸酶活性與 Zn、Cd的鐵錳氧化物態(tài)呈顯著相關(guān)關(guān)系; 過氧化氫酶活性與Cd的可交換態(tài)、碳酸鹽結(jié)合態(tài)及殘渣態(tài)、Cu、Cd、As的鐵錳氧化物態(tài)、Zn、Pb、Cd、Mn的有機硫結(jié)合態(tài)之間顯著相關(guān); 轉(zhuǎn)化酶活性與Cu、Cd、As的可交換態(tài)、Cd的碳酸鹽結(jié)合態(tài)、Cu、Cd、As的鐵錳氧化物態(tài)、Zn、Pb、Cd、Mn的有機硫化物態(tài)、Cd、As的殘渣態(tài)之間顯著相關(guān)。研究結(jié)果表明, 酶活性變化可以用來指示沉積物中重金屬的形態(tài)轉(zhuǎn)化過程。

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