重金属Cd污染对土壤微生物活性影响的研究*

沈秋悦 曹志强 朱月芳 史广宇 施维林#

(1.苏州科技学院环境科学与工程学院，江苏 苏州 215009；2.苏州市环境监测中心，江苏 苏州 215009)

土壤重金属污染是指因人为活动将重金属带入土壤，致使重金属含量明显高于背景值，进而造成生态破坏和环境质量恶化的现象[1]。土壤微生物作为土壤的重要组成部分，其活性能较好地反映土壤各类生物化学反应的强度和动向[2]，同时微生物群落结构及多样性的变化也能反映土壤质量状况，是评价土壤质量的重要生物学指标[3]。土壤呼吸是指土壤与大气交换CO2的过程，是土壤碳元素异化和同化平衡的结果；呼吸强度是衡量土壤微生物总活性的重要指标[4-5]。土壤酶作为土壤质量的生物活性指标和土壤肥力的评价指标[6]，是评价土壤环境质量的重要生物学指标，可用于监测土壤污染状况和土壤肥力[7]。土壤受到重金属污染后，土壤过氧化氢酶、脲酶反应比较敏感，能反映重金属对土壤微生物活性的毒性效应[8]。

随着我国工业化的快速发展，大量Cd通过多种方式进入土壤，导致农田等土壤受到污染，严重危害人体健康和生态安全。不少发达国家利用生态毒理学理论制定了保护生态的土壤基准，而我国由于缺乏生态毒理学依据并未制定土壤基准[9]。本研究以山林土和田园土为研究对象，通过外源添加不同浓度的Cd，观察土壤基础呼吸强度及土壤过氧化氢酶、脲酶的活性，以期获得评价Cd污染土壤的不同微生物活性指标，为采用生物学指标预警不同土壤Cd污染提供一些科学依据。

1 材料与方法

1.1 土样采集与处理

供试土壤类型均为黄棕壤，采集于苏州市上方山(未被破坏的山林土)及普通菜园(种植蔬菜的田园土)，划定区域，分别按照S型取样法与梅花五点取样法，剥去土壤表层的覆盖物，取地面10～20 cm下的新鲜土壤。将新鲜土壤平铺在干净的陶瓷盆上，铺成厚度约为2～3 cm 的薄层放在室内通风良好的阴凉处自然风干。除去土壤中的动植物残体、砾石等，研磨过孔径为2 mm的尼龙筛供实验用。

土壤理化性质按照常规方法测定，结果见表1。测定pH的水土比为2.5∶1.0(体积比)，土样与去离子水充分混匀,静置30 min后测定。全氮采用半微量凯氏定氮法；全磷采用硫酸-高氯酸消煮法；有机质采用K2Cr2O7容量法测定；Cd采用全分解法消解土壤，通过火焰原子吸收分光光度法测定[10]。山林土和田园土Cd分别为3.3×10-2、5.6×10-2mg/kg，两种土样Cd浓度均未超过《土壤环境质量标准》(GB 15618—1995)二级标准(Cd标准限值为0.3 mg/kg)[11]以及江苏省土壤环境质量一级标准(Cd≤0.2 mg/kg)，因此判断两种土样为未受污染土壤。

1.2 实验设计

1.2.1 土壤外源Cd添加方法

称取硫酸镉3.723 g溶于1 000 mL的容量瓶，配制成 2.0 g/L的Cd储备液。分别取 0.25、1.25、2.50、7.50 mL Cd储备液均匀地喷洒在500.0 g过筛的土壤中混匀，自然风干，制成Cd质量浓度分别为1.0、5.0、10.0、30.0 mg/kg的土样。将土样分别装入500 mL的烧杯内，保持含水率在30%左右，放置在28 ℃的恒温培养箱内。设置一组空白对照，为未添加Cd的土样。

1.2.2 土壤呼吸强度的测定

土壤呼吸强度测定采用直接呼吸滴定法[12]。称取25.0 g土样均匀铺在密闭容器内，将装有10 mL 1.0 mol/L NaOH溶液的25 mL小烧杯放置在容器内，密封后放置在28 ℃的恒温培养箱中。NaOH溶液吸收土壤产生的CO2，24 h后用盐酸滴定剩余的NaOH，根据盐酸消耗量来计算CO2的量。设置空白对照。

1.2.3 土壤过氧化氢酶的测定

土壤过氧化氢酶测定采用容量法[13]。取2.0 g土样置于100 mL锥形瓶中，注入40 mL的蒸馏水以及5 mL 0.6%(质量分数)的过氧化氢溶液，塞紧瓶塞置于往返式摇床上振荡20 min后停止，注入5 mL 1.5 mol/L硫酸终止反应。将瓶中液体用定量滤纸过滤，取25 mL滤液用0.02 mol/L的高锰酸钾滴定至微红色。设置空白对照。

1.2.4 土壤脲酶的测定

土壤脲酶测定采用比色法。取1.0 g土样风干，置于100 mL三角烧瓶中，加入0.5 mL甲苯；15 min后加10 mL 10%(质量分数)尿素溶液和20 mL pH=6.7的柠檬酸盐缓冲液，摇匀，在28 ℃恒温培养箱中培养24 h。取出过滤，取1 mL滤液注入50 mL容量瓶中，然后加蒸馏水至20 mL。先后加入4 mL苯酚钠溶液和3 mL次氯酸钠溶液，边加边摇匀。20 min后显色定容，1 h内在分光光度计上于波长578 nm处比色。设置空白对照。

1.2.5 数据处理

采用 Microsoft Excel 2010处理实验数据并进行误差分析；采用 Origin 7.5对数据进行拟合。

2 结果与分析

2.1 土壤呼吸强度

以25.0 g土样中微生物24 h内释放的CO2量表征土壤呼吸强度，分析Cd胁迫对土壤微生物呼吸量的影响。由图1可见，7 d时田园土和山林土的土壤呼吸强度均随着外源Cd浓度的升高总体呈现下降趋势，但当外源Cd质量浓度为10.0 mg/kg时，土壤呼吸强度比Cd为5.0 mg/kg时有上升趋势，这表明Cd可能对微生物活性有一定的刺激作用；对比两种土壤，田园土的土壤呼吸强度明显高于山林土。由图2和图3可见，相同培养时间内，山林土和田园土均随Cd浓度升高，土壤呼吸强度总体呈现明显的下降趋势；在培养21 d后，相同Cd浓度时土壤呼吸强度变化不明显，可能是因为Cd的毒性随着培养时间的延长而减弱。研究表明，土壤呼吸强度在较高Cd浓度时的增强被认为是微生物对逆境的一种反应机制[14]。闫雷等[15]研究发现，在培养第7天时，10 mg/kg的Cd对土壤呼吸的影响表现为激活作用，且随着培养时间的延长激活作用增强。刘廷凤等[16]关于Cu对土壤呼吸影响的研究表明，土壤呼吸随着Cu浓度的升高表现出不断增大的抑制作用。

表1 供试土壤的基本理化性质

图1 不同类型土壤中土壤呼吸比较Fig.1 Soil respiration in different soils

图2 Cd对山林土土壤呼吸的影响Fig.2 Effect of cadmium on soil respiration in forest soil

图3 Cd对田园土土壤呼吸的影响Fig.3 Effect of cadmium on soil respiration in rural soil

2.2 土壤酶活性

2.2.1 土壤过氧化氢酶活性

实验中用高锰酸钾滴定过氧化氢酶未能分解的过氧化氢，空白与滴定的高锰酸钾量差值表示土壤过氧化氢酶活性，高锰酸钾量越大表明土壤过氧化氢酶活性越强。由图4可见，7 d时，田园土和山林土的土壤过氧化氢酶活性均随Cd浓度的升高总体呈现下降的趋势，但在Cd为10.0 mg/kg时土壤过氧化氢酶活性相比Cd为5.0 mg/kg时增强，此外田园土中土壤过氧化氢酶活性明显高于山林土。由图5和图6可见，在相同的培养时间内，山林土和田园土的土壤过氧化氢酶活性均随Cd浓度的升高而总体下降；在培养21 d后，相同Cd浓度时土壤过氧化氢酶活性呈现较小的变化趋势。高秀丽等[17]研究发现，随时间的推移，土壤过氧化氢酶活性随重金属有效性的增加而下降，与本研究的结果相一致。

图4 不同类型土壤中土壤过氧化氢酶活性比较Fig.4 Soil catalase activity in different soils

图5 Cd对山林土土壤过氧化氢酶活性的影响Fig.5 Effect of cadmium on the activity of catalase in forest soil

图6 Cd对田园土土壤过氧化氢酶活性的影响Fig.6 Effect of cadmium on the activity of catalase in rural soil

2.2.2 土壤脲酶活性

以24 h内土壤脲酶分解尿素产生的氨量为土壤脲酶活性，氨产生量越多表明土壤脲酶活性越大。由图7可见，7 d时，田园土和山林土中土壤脲酶活性均随Cd浓度的升高总体呈现下降的趋势，只在Cd为1.0 mg/kg时上升， 可能是低浓度Cd对土壤脲酶有一定促进作用，而高浓度Cd对土壤脲酶有较大抑制作用；Cd胁迫下，田园土的土壤脲酶活性明显高于山林土。由图8和图9可见，7 d时土壤脲酶活性随Cd浓度的升高总体呈现下降的趋势；在培养21 d后，相同Cd浓度时土壤脲酶活性变化不明显。这一结果与孟庆峰等[18]研究结果相一致，其研究指出，单一与复合重金属污染中，在重金属质量分数较低时，单一重金属对土壤酶活性具有促进作用；重金属质量分数较高时，对土壤酶活性有抑制作用。

图7 不同类型土壤中土壤脲酶活性比较Fig.7 Soil urease in different soils

图8 Cd对山林土土壤脲酶活性的影响Fig.8 Effect of cadmium on the activity of urease in forest soil

图9 Cd对田园土土壤脲酶活性的影响Fig.9 Effect of cadmium on the activity of urease in rural soil

3 讨 论

土壤理化性质的差别对Cd的生态毒理效应及有效态影响很大，考虑到田园土和山林土的理化性质存在差异，这可能导致了在相同浓度的Cd胁迫下，田园土中微生物的活性比山林土中微生物活性强。研究结果发现，表征土壤微生物活性的土壤呼吸强度和土壤酶活性随着Cd浓度的升高总体表现为下降的趋势，在Cd为10.0 mg/kg时，其对土壤呼吸强度和过氧化氢酶活性表现为促进作用，而Cd为1.0 mg/kg时对土壤脲酶活性才表现为促进作用。Cd对土壤的不同生化过程有不同的效应，通过实验发现，Cd对土壤过氧化氢酶和脲酶都有抑制作用，但Cd对土壤过氧化氢酶的抑制作用强于对土壤脲酶。根据相关研究表明，土壤中的有效Cd成分会随时间而减少[19-20]，在实验中随着培养时间的延长，土壤中微生物活性变化趋势减弱，可能是由于Cd的有效成分减少。

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