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    龍葵生長(zhǎng)對(duì)佳樂(lè)麝香與鎘污染土壤酶活性的影響

    2022-11-05 10:11:30韓曉墨李興國(guó)
    關(guān)鍵詞:污染水平影響

    律 澤,蘇 澳,張 馳,韓曉墨,李興國(guó)

    (沈陽(yáng)建筑大學(xué)市政與環(huán)境工程學(xué)院,遼寧 沈陽(yáng) 110168)

    土壤酶是一類生物活性物質(zhì),參與土壤中養(yǎng)分元素循環(huán)、有機(jī)質(zhì)礦化、污染物降解等生物化學(xué)過(guò)程,在土壤生態(tài)系統(tǒng)中發(fā)揮關(guān)鍵的作用[1]。土壤酶對(duì)環(huán)境變化敏感,能反映土壤環(huán)境的微小變化,其活性常被作為土壤生態(tài)系統(tǒng)功能的重要指標(biāo)之一[2]。土壤酶活性特別易受到污染物的影響,研究污染物與土壤酶之間的關(guān)系對(duì)于了解土壤在生態(tài)系統(tǒng)的物質(zhì)循環(huán)過(guò)程以及土壤生態(tài)系統(tǒng)退化機(jī)理有重要作用。

    佳樂(lè)麝香(HHCB)是備受關(guān)注的PPCPs污染物之一,重金屬鎘(Cd)是土壤中常見(jiàn)污染物?;瘖y品廠污水處理系統(tǒng)的污泥中,HHCB污染水平高達(dá)703.68 mg/kg[3],而土壤中Cd污染水平達(dá)到65.31 mg/kg[4]。HHCB和Cd污染都會(huì)影響土壤酶的活性[5]。土壤中HHCB和Cd主要來(lái)自于污水灌溉以及污泥利用,它們共存于土壤中形成復(fù)合污染[6]。相對(duì)于單一污染,復(fù)合污染的毒性效應(yīng)更加復(fù)雜。目前,HHCB-Cd復(fù)合污染的研究大多集中于對(duì)水生生物和陸生生物的影響[7],對(duì)于土壤酶影響的研究不多,特別是在植物修復(fù)條件下的研究更為少見(jiàn)。

    龍葵是Cd超積累植物,可用于修復(fù)Cd污染的土壤[8],同時(shí)還能促進(jìn)土壤中的多氯聯(lián)苯降解[9],具有潛在的修復(fù)有機(jī)污染和重金屬?gòu)?fù)合污染土壤的能力。因此筆者以HHCB和Cd為研究對(duì)象,通過(guò)盆栽試驗(yàn),研究龍葵生長(zhǎng)對(duì)HHCB與Cd污染土壤酶活性的影響,利用龍葵進(jìn)行有機(jī)污染物和重金屬?gòu)?fù)合污染土壤的植物修復(fù)。

    1 試 驗(yàn)

    1.1 供試土壤

    供試土壤采集于遼寧省沈陽(yáng)市某郊區(qū)農(nóng)田0~20 cm土壤表層。土壤pH值5.82、含水量15.62%、有機(jī)質(zhì)3.48%、速效氮48 mg/kg、速效鉀17 mg/kg、速效磷18.5 mg/kg。土壤中HHCB和Cd背景值在檢測(cè)限下。

    1.2 供試藥品

    HHCB樣品購(gòu)于英國(guó)Promochem公司,純度為75%,其分子式為C18H26O。氯化鎘樣品為分析純,國(guó)藥集團(tuán)化學(xué)試劑有限公司生產(chǎn)。龍葵種子來(lái)源于沈陽(yáng)農(nóng)業(yè)大學(xué)。

    1.3 試驗(yàn)方法

    采用盆栽進(jìn)行試驗(yàn),盆中土壤質(zhì)量為2 kg。試驗(yàn)共設(shè)12個(gè)處理組,具體試驗(yàn)設(shè)計(jì)方案如表1所示。為了使研究有實(shí)際應(yīng)用價(jià)值,本研究中HHCB根據(jù)文獻(xiàn)[3]監(jiān)測(cè)得到的最高污染水平,污染物與土壤質(zhì)量比為700 mg/kg設(shè)為高污染,再以其10%即70 mg/kg設(shè)為低污染;土壤中重金屬與土壤的質(zhì)量比為0 mg/kg和10 mg/kg[5],每個(gè)處理組3個(gè)平行,各處理組污染物在土壤中的含量如表1所示。

    表1 不同處理組中含重金屬鎘與佳樂(lè)麝香的污染水平Table 1 Pollution levels of Cd and HHCB in different treatments

    龍葵栽培方法:每盆種10粒種子,株高5 cm左右間苗,每盆保留5株。試驗(yàn)期間利用補(bǔ)水稱重法使土壤水分保持在60%,每天定時(shí)隨機(jī)改變盆的位置。試驗(yàn)進(jìn)行60 d,分別于1、20、40和60 d收集根部附近土壤,測(cè)定其脲酶、蔗糖酶和酸性磷酸酶的活性。分析60 d土壤的HHCB和Cd殘留量、理化性質(zhì)(有機(jī)質(zhì)、pH值)、微生物和龍葵生物量等。

    1.4 測(cè)定方法

    土壤脲酶、蔗糖酶和酸性磷酸酶活性測(cè)定分別采用苯酚鈉法、 3、5-二硝基水楊酸法和對(duì)硝基酚比色法。

    微生物數(shù)量采用熒光qPCR法。采用熒光定量qPCR測(cè)定細(xì)菌16S rRNA、真菌18S rRNA和放線菌特異基因的拷貝數(shù)。

    土壤中HHCB和Cd殘留量參考M.Mackova等[9]研究的方法。土壤有機(jī)質(zhì)和pH值分別采用重鉻酸鉀容量法(外加熱法)和電位法測(cè)定。

    1.5 數(shù)據(jù)分析

    試驗(yàn)數(shù)據(jù)采用DPS7.5進(jìn)行處理,數(shù)據(jù)以平均值±標(biāo)準(zhǔn)差表示,利用單因素方差分析中Tukey多重比較檢驗(yàn)不同處理組間的結(jié)果差異顯著性,處理組間差異顯著性用不同小寫(xiě)字母表示,顯著性水平設(shè)為p<0.05,極顯著水平為p<0.01,p值利用DPS7.5軟件包計(jì)算。菌種的拷貝數(shù)經(jīng)對(duì)數(shù)轉(zhuǎn)換后再進(jìn)行分析。土壤酶-影響因子分析采用冗余分析(RDA),在Canoco for windows 4.5 軟件包上進(jìn)行。

    2 結(jié)果與分析

    2.1 HHCB與Cd污染對(duì)龍葵生長(zhǎng)的影響

    從表2可見(jiàn),60 d后HHCB與Cd單一、復(fù)合污染處理組中龍葵的4個(gè)生長(zhǎng)指標(biāo)均高于無(wú)污染處理組,根據(jù)方差分析差異均不顯著(p>0.05),說(shuō)明HHCB與Cd單一、復(fù)合污染均未對(duì)龍葵的生長(zhǎng)產(chǎn)生明顯影響。

    表2 不同處理組中龍葵的生長(zhǎng)狀況Table 2 The growth of S.nigrum in different treatments

    2.2 土壤酶活性變化

    無(wú)污染處理組CK、S和低HHCB污染水平的單一污染處理組HL、HLS中3種土壤酶在前20 d均呈現(xiàn)快速上升,而后維持在較穩(wěn)定水平。造成這種現(xiàn)象是因?yàn)橥寥烂钢饕獊?lái)源于植物和微生物,在試驗(yàn)初始,植物和微生物暴露于污染物,誘發(fā)植物和微生物分泌酶以適應(yīng)污染脅迫[10],在植物和微生物適應(yīng)污染脅迫之后也趨于穩(wěn)定,因而其活性維持在一個(gè)穩(wěn)定水平。由圖1可知,在高HHCB污染水平的單一污染HH、HHS以及HHCB-Cd復(fù)合污染CHL、CHH、CHLS、CHHS處理組中,土壤酶活性均表現(xiàn)持續(xù)緩慢升高。這是因?yàn)殡S著時(shí)間推移,HHCB會(huì)發(fā)生降解,其毒性變小,對(duì)土壤酶抑制作用降低,從而表現(xiàn)出土壤酶活性增加趨勢(shì)。60 d后脲酶和酸性磷酸酶在低HHCB污染水平的處理組HL、HLS中顯著高于對(duì)應(yīng)的對(duì)照處理組CK、S,而在高HHCB污染水平處理組HH、HHS恰好相反,低、高HHCB污染水平分別促進(jìn)和抑制脲酶和酸性磷酸酶。這是由于低污染水平的有機(jī)污染物可以成為微生物可利用的碳源,促進(jìn)微生物生長(zhǎng),從而提高了土壤酶活性[11]。對(duì)于蔗糖酶,高、低HHCB污染水平處理組均低于對(duì)照處理組,說(shuō)明HHCB對(duì)蔗糖酶表現(xiàn)為抑制作用。從圖1可以看出,在各個(gè)時(shí)間點(diǎn),HHCB單一污染的土壤酶活性均顯著高于相對(duì)應(yīng)HHCB-Cd復(fù)合污染的酶活性,表明HHCB-Cd復(fù)合污染比HHCB單一污染更加抑制土壤酶的活性。造成這種原因是因?yàn)橛袡C(jī)物污染物可以通過(guò)官能團(tuán)與重金屬發(fā)生絡(luò)合反應(yīng),互相影響并改變其存在形態(tài),從而使有機(jī)污染物-重金屬?gòu)?fù)合污染時(shí)能對(duì)土壤酶活性產(chǎn)生協(xié)同促進(jìn)/抑制作用[12]。脲酶活性在種植龍葵處理中是相應(yīng)未種植龍葵處理的2.29~20倍,蔗糖酶和酸性磷酸酶的數(shù)值分別是11.67~60.06倍、20.07~37.29倍,這些說(shuō)明龍葵顯著提高了土壤酶活性。

    圖1 不同處理組土壤酶活性的變化Fig.1 The changes of soil enzyme activities in the different treatments

    2.3 土壤微生物變化

    在污染條件下,與CK組相比,除了CHL處理組,細(xì)菌的增幅在0.77%~14.32%;除了HH和C處理組,真菌的增幅在4.61%~30.52%,放線菌呈現(xiàn)降低趨勢(shì),減幅為0.70%~24.13%(見(jiàn)圖2)。可見(jiàn),HHCB單一污染和HHCB-Cd復(fù)合污染均促進(jìn)細(xì)菌和真菌生長(zhǎng),但抑制放線菌生長(zhǎng)??傮w上種植龍葵處理組中的微生物數(shù)量均顯著高于相應(yīng)的無(wú)種植處理組,表明植物能促進(jìn)微生物生長(zhǎng)繁殖。然而,復(fù)合污染在有無(wú)龍葵處理組中呈現(xiàn)不同變化特征,在未種龍葵處理組中,復(fù)合污染處理組中微生物數(shù)量均高于相應(yīng)HHCB單一污染的處理組,CHL處理組中的細(xì)菌除外。在種植龍葵處理組中,兩者關(guān)系相反。可見(jiàn),植物對(duì)HHCB-Cd復(fù)合污染土壤中的微生物產(chǎn)生了復(fù)雜影響。

    圖2 不同處理組中土壤微生物數(shù)量Fig.2 The soil microbial quantity in different treatments

    2.4 污染物殘留和土壤理化性的變化

    60 d后土壤污染物殘留及理化性變化如表3所示。Cd殘留量在未種植龍葵處理中幾乎沒(méi)有變化,Cd是重金屬,不能為微生物所利用[11]。在種龍葵處理組中,由于龍葵吸收Cd,其土壤Cd殘留量均顯著低于無(wú)龍葵處理組,p<0.01。

    對(duì)于HHCB殘留量,在低HHCB污染水平時(shí),HHCB單一污染和HHCB-Cd復(fù)合污染中的HHCB殘留量差異顯著,p<0.05;但在高HHCB污染水平處理組時(shí),兩者差異不顯著,p>0.05 ;表明HHCB殘留量與其初始污染水平相關(guān)。對(duì)比種植與未種植龍葵的處理組發(fā)現(xiàn),HHCB殘留量均呈現(xiàn)種植龍葵處理組顯著低于未種植的處理組,p<0.01,說(shuō)明植物有助于促進(jìn)土壤中HHCB的去除。

    從表3可知,種植龍葵處理組中土壤有機(jī)質(zhì)質(zhì)量比高于未種植處理組。對(duì)比HHCB單一污染和HHCB-Cd復(fù)合污染發(fā)現(xiàn),在未種植龍葵條件下,復(fù)合污染處理組中土壤有機(jī)質(zhì)高于單一污染,但不顯著,p>0.05。在種植物龍葵條件下,低HHCB污染水平的HHCB-Cd復(fù)合污染處理組中土壤有機(jī)質(zhì)顯著高于單一HHCB污染,p<0.01;高HHCB污染水平的HHCB-Cd復(fù)合污染稍高于單一HHCB污染。表明龍葵種植影響土壤有機(jī)質(zhì)變化。

    表3 土壤污染物殘留量、有機(jī)質(zhì)質(zhì)量比和pH值Table 3 The pollutant residual quantity,organic matter mass ratio and pH in soils

    種植龍葵處理組中的土壤pH值均顯著高于未種植處理組,說(shuō)明龍葵有利于提高土壤pH。在高、低HHCB污染水平的單一污染處理組之間、HHCB單一和HHCB-Cd復(fù)合污染處理組之間,兩兩之間的土壤pH值差異均不顯著,p>0.05。表明HHCB污染水平及其與Cd復(fù)合污染對(duì)土壤pH影響不顯著。

    2.5 各種因素對(duì)土壤酶的影響分析

    對(duì)土壤酶活性與影響因素,包括微生物、污染物殘留、土壤理化性質(zhì)等,進(jìn)行冗余分析(RDA),結(jié)果見(jiàn)表4,土壤酶與影響因子RDA排序如圖3所示。

    表4 土壤酶與影響因子的RDA分析Table 4 Redundancy analysis results for soil enzyme and impact factors

    圖3 土壤酶與影響因子RDA排序圖Fig.3 Redundancy analysis ordination diagram of the soil enzyme and impact factors

    由表4可知,7個(gè)影響因子共解釋了87.9%的土壤酶變化信息,其中前兩軸累計(jì)解釋了87.1%土壤酶變化信息和99.2%的土壤酶-影響因子關(guān)系信息。總變化率為100.0%,總典特征值為0.879。由圖3可知,在RDA排序圖上,因子線頭越長(zhǎng),說(shuō)明其影響程度越高[13]。在所有因子中,土壤pH值和HHCB殘留量的線頭最長(zhǎng),說(shuō)明兩者是影響土壤酶活性變化的關(guān)鍵因子。土壤pH值下,F(xiàn)=20.67,p=0.006;HHCB殘留量下,F(xiàn)=4.79,p=0.03。兩者對(duì)土壤酶變化影響達(dá)到顯著水平,p<0.05,而其他因子未達(dá)到顯著水平,p>0.05,進(jìn)一步證明了土壤pH值和HHCB殘留量是影響土壤酶活性變化的關(guān)鍵因子。

    土壤pH與土壤酶活性之間密切相關(guān)[14]。對(duì)土壤pH變化影響土壤酶活性有兩種解釋:一是改變酶空間構(gòu)象[15];二是改變土壤微生物類群[16]。3種土壤酶活性大小均與土壤pH值呈顯著正相關(guān),表明較高土壤pH值有助于提高土壤酶活性。從圖3可以看出,微生物數(shù)量與土壤酶也呈顯著正相關(guān),可以推斷本研究中土壤酶活性變化主要是通過(guò)土壤pH變化改變微生物實(shí)現(xiàn)。方差分析表明,HHCB單一污染和HHCB-Cd復(fù)合污染之間、低HHCB污染水平和高HHCB污染水平之間的土壤pH值差異均不顯著,p>0.05。復(fù)合污染和污染物污染水平均不是影響土壤酶活性變化的主要原因。然而,種植龍葵和未種植龍葵處理組之間的土壤pH值差異顯著,p<0.05。說(shuō)明種植龍葵是土壤pH值差異的根本原因。由此可見(jiàn),通過(guò)龍葵影響土壤pH值,進(jìn)而改變土壤酶的活性。

    土壤酶對(duì)有機(jī)污染物高度敏感性。土壤受污染后,土壤酶活性會(huì)發(fā)生很大的變化[17]。在RDA排序圖中,箭頭連線和排序軸的夾角代表影響因子與排序軸的相關(guān)性,夾角越小,相關(guān)性越高;反之越低[13]。圖3中第2軸代表HHCB污染水平,3種土壤酶的線頭與第2軸夾角大小依次為脲酶、酸性磷酸酶、蔗糖酶。說(shuō)明受HHCB影響最大的蔗糖酶,接著是酸性磷酸酶,最小的是脲酶。從圖3中可以看出,種植龍葵處理組中HHCB污染水平相對(duì)較低,說(shuō)明龍葵是改變土壤中HHCB污染水平的關(guān)鍵因素。一方面龍葵通過(guò)直接吸收HHCB,降低土壤中HHCB污染水平;另一方面,龍葵促進(jìn)微生物生長(zhǎng)繁殖,從而提高HHCB降解。因此,龍葵通過(guò)改變土壤中的HHCB污染水平而實(shí)現(xiàn)對(duì)土壤酶活性的調(diào)控。

    3 結(jié) 論

    (1)不同HHCB污染水平對(duì)不同土壤酶影響不同,對(duì)于脲酶和酸性磷酸酶,低HHCB污染水平起促進(jìn)作用,而高污染水平則起抑制作用;對(duì)于蔗糖酶,高、低HHCB污染水平均表現(xiàn)為抑制作用。

    (2)HHCB-Cd復(fù)合污染比HHCB單一污染更加抑制土壤酶活性。

    (3)種植龍葵顯著提高了土壤酶活性。

    (4)土壤pH值和HHCB殘留量是影響土壤酶活性變化的關(guān)鍵因子,它們作用發(fā)揮是通過(guò)龍葵調(diào)控實(shí)現(xiàn)。

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