李 潔，張思凡，肖 琳

(南京大學(xué)環(huán)境學(xué)院/ 污染控制與資源化國家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，江蘇 南京 210023)

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功夫菊酯與鎘復(fù)合污染對(duì)土壤微生物和鎘生物可利用性的影響

李 潔，張思凡，肖 琳①

(南京大學(xué)環(huán)境學(xué)院/ 污染控制與資源化國家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，江蘇 南京 210023)

為探討菊酯類農(nóng)藥和鎘復(fù)合污染對(duì)土壤微生物功能和鎘生物有效性的影響，分析了功夫菊酯和鎘單一及復(fù)合作用下土壤微生物碳、呼吸率和酶活性的變化；同時(shí)采用同位素標(biāo)記和薄膜擴(kuò)散梯度(diffusive gradients in thin-films，DGT)技術(shù)分析了土壤微生物群落抗性和鎘的生物有效性。結(jié)果表明，鎘在復(fù)合污染中起主導(dǎo)作用，但功夫菊酯與低濃度鎘的復(fù)合作用可協(xié)同促進(jìn)微生物活性；功夫菊酯能促進(jìn)微生物群落對(duì)鎘的抗性，提高鎘的生物可利用性，并可能提高鎘在植物中的累積。

鎘；功夫菊酯；復(fù)合污染；土壤微生物；生物有效性

我國土壤w(鎘)的平均污染值為0.27 mg·kg-1,最高甚至達(dá)152.95 mg·kg-1。中華人民共和國環(huán)境保護(hù)部和中華人民共和國國土資源部發(fā)布的《全國土壤污染狀況調(diào)查公報(bào)2014》顯示,我國土壤鎘的點(diǎn)位超標(biāo)率為7%,位列5大重點(diǎn)監(jiān)控重金屬元素之首。鎘容易被農(nóng)作物吸收并在作物可食用部位累積,并通過食物鏈危害人體健康。除重金屬外,為保障作物產(chǎn)量而大量施用的殺蟲劑等農(nóng)藥殘留也是土壤污染物之一。其中,菊酯類農(nóng)藥因?qū)θ诵蟮亩靖弊饔眯?對(duì)害蟲的殺滅率高而在過去30 a 被廣泛采用,占據(jù)了全球約1/4的殺蟲劑市場[1]。但菊酯類農(nóng)藥具有對(duì)光、熱穩(wěn)定的特點(diǎn),很難在自然條件下快速降解,且疏水性高,容易吸附在土壤顆粒上而在土壤中長期留存[2]。鎘和菊酯類農(nóng)藥殘留共存于土壤中而形成復(fù)合污染,不僅影響其在土壤中的化學(xué)形態(tài)、遷移轉(zhuǎn)化和生物可利用性[3-4],也會(huì)對(duì)土壤生態(tài)系統(tǒng)產(chǎn)生影響。

微生物對(duì)土壤有機(jī)質(zhì)的降解和營養(yǎng)元素的釋放有重要意義,如果微生物群落和數(shù)量發(fā)生了變化,土壤C、N、P的轉(zhuǎn)化也會(huì)受到影響,進(jìn)而影響到土壤功能、質(zhì)量和產(chǎn)出,最終影響農(nóng)作物的產(chǎn)量和質(zhì)量[5]。目前對(duì)鎘和菊酯類農(nóng)藥的復(fù)合作用的研究尚較少。了解鎘和菊酯類農(nóng)藥復(fù)合污染對(duì)土壤微生物、對(duì)鎘的生物有效性的影響以及對(duì)植物修復(fù)和食品安全都具有重要意義。

1 材料與方法

1.1 材料和試劑

試驗(yàn)用土采自南京市紫金山,其理化性質(zhì)如下:w(有機(jī)質(zhì))為9.15 g·kg-1,pH 值為7.69,陽離子交換量(CEC)為11.50 mol·kg-1,w(鎘)為 0.18 mg·kg-1。土樣經(jīng)充分混勻后,移除石塊、大的植物殘?bào)w和土壤動(dòng)物。

3H亮氨酸(3H-leucine)為中國原子能科學(xué)研究院產(chǎn)品(放射性比活度均為28 Ci·mmol-1)。功夫菊酯(cyhalothrin,CHT)購自高淳農(nóng)藥廠。其余試劑均為國產(chǎn)分析純。

1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

GB 15618—1995《土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》中鎘的二級(jí)標(biāo)準(zhǔn)為1 mg·kg-1(pH值>7.5),因此選擇w(鎘)為0、2、10 mg·kg-1分別代表土壤中未受鎘污染、低濃度鎘污染和較高濃度鎘污染。土壤中菊酯類農(nóng)藥(CHT)殘留通常為10 mg·kg-1[6],因此選擇50和150 mg·kg-1這2種CHT污染濃度進(jìn)行研究。

取100 g土樣(總土樣質(zhì)量的1/4),將CHT 用丙酮溶解后添加至其中。將CdCl2用去離子水配制成溶液,并添加到CHT染毒土壤中。待丙酮揮發(fā)后,將染毒土樣與剩余的3/4土樣充分研磨混合。使w(CHT)的最終值分別為0(C0)、50(C1)和150 mg·kg-1(C2);w(鎘)的最終值分別為0(M0)、2(M1)和10 mg·kg-1(M2),將所有處理的土壤用蒸餾水調(diào)節(jié)至w為60%的最大田間持水量,25 °C條件下黑暗培養(yǎng),分別于第0、30和 60天取樣分析。

1.3 土壤微生物生物碳和基礎(chǔ)呼吸測定[7]

土壤生物量碳采用氯仿熏蒸-0.5 mol·L-1K2SO4提取法,提取液中C濃度用TOC分析儀(Shimadzu TOC 500)測定。土壤基礎(chǔ)呼吸率采用直接吸收法(密閉法)測定。

1.4 土壤酶活測試

過氧化氫酶活性測定參考關(guān)松蔭等[8]的方法。脲酶和堿性磷酸酶活性測定參照TABATABAI[9]的方法。過氧化氫酶活性以1 g干土20 min內(nèi)消耗的0.02 mol·L-1K2MnO4溶液體積表示;脲酶活性以1 kg干土24 h內(nèi)分解尿素所釋放的銨態(tài)氮質(zhì)量表示;堿性磷酸酶活性以酶促反應(yīng)在1 h內(nèi)生成1 mg酚所需的酶量表示。

1.5 土壤微生物群落抗性分析(PICT)[10]

取10 g新鮮土壤,加入100 mL純水后250 r·min-1振蕩15 min,然后以2 115 r·min-1轉(zhuǎn)速離心10 min(離心半徑為20 cm),取上清液(土壤微生物懸液),添加6.4 mmol·L-1MOPS緩沖液至最終濃度為0.2 mmol·L-1,分裝在離心管中,每管1.5 mL。22 ℃預(yù)培養(yǎng)30 min后,加入不同濃度CdCl2,然后加入50 μL 3H-亮氨酸溶液,使其最終濃度為10-6mL-1(以Ci計(jì));CK組添加相應(yīng)量的蒸餾水。培養(yǎng)3 h后加入160 μLw為50%的三氯乙酸(TCA)以終止反應(yīng)。經(jīng)離心洗滌后用液閃計(jì)數(shù)器測試放射性物質(zhì)含量。細(xì)菌群落抗性用IC50來表示。

1.6 鎘的生物可利用性分析(DGT)[11]

取50 g 土樣,加純水調(diào)節(jié)至90%～100%最大持水量,培養(yǎng)24 h后,將DGT 單元(0.82 mm 開孔擴(kuò)散凝膠,0.40 mm Chelex膠,接觸面積3.14 cm2)插入泥漿中24 h后取出,取出Chelex膠放在1.5 mL離心管中,用1 mol·L-1的HNO3(BV-Ⅲ級(jí))浸泡24 h,鎘通過電感耦合等離子體質(zhì)譜儀(ICP-MS; Elan 9000,Perkin-Elmer)測定。提取液中金屬質(zhì)量(M)被轉(zhuǎn)化為單位時(shí)間內(nèi)土壤-擴(kuò)散凝膠界面的金屬濃度(CDGT),使用下列公式計(jì)算:

M=Ce(VHNO3+Vgel)/fe,

(1)

CDGT=M×Δg/(D×t×A)。

(2)

式(1)～(2)中,M為HNO3提取出Chelex膠中的金屬質(zhì)量,ng;Ce為1 mol·L-1HNO3提取液中金屬濃度,ng·mL-1;VHNO3為HNO3體積,mL;Vgel為Chelex膠體積,mL;fe為HNO3對(duì)Chelex膠中重金屬的提取系數(shù),通常取0.8;Δg為擴(kuò)散層厚度,cm;D為重金屬在擴(kuò)散項(xiàng)的擴(kuò)散系數(shù),cm2·s-1;t為DGT 裝置浸在沉積物中的時(shí)間,h;A為凝膠層面積,cm2。

1.7 統(tǒng)計(jì)分析

采用SPSS 17.0軟件進(jìn)行LSD 檢驗(yàn)和相關(guān)性分析。

2 結(jié)果與討論

2.1 土壤生物量碳和基礎(chǔ)呼吸率

土壤微生物量碳(Cmic)貢獻(xiàn)了50%以上的總可提取態(tài)溶解性有機(jī)質(zhì),約45% 的腐殖酸類物質(zhì)和80%以上的土壤氮含量[12],對(duì)土壤中的物質(zhì)循環(huán)和維持生態(tài)系統(tǒng)穩(wěn)定具有重要意義,也是土壤質(zhì)量和微生物變化的敏感標(biāo)志物。如圖1所示,各組Cmic隨時(shí)間增長均有所下降,60 d時(shí)除CK組外，其余處理Cmic的量降至初始值的一半以下,可能是由于在封閉環(huán)境中微生物可利用的碳源物質(zhì)越來越少所致。30 d內(nèi),M1C0、M2C0處理Cmic與CK處理相比無顯著差異,說明在10 mg·kg-1高濃度鎘條件下,鎘對(duì)微生物的生長也沒有顯著抑制作用。M0C1和M0C2處理Cmic隨CHT添加量的增加而增加,表現(xiàn)出促進(jìn)作用。在添加150 mg·kg-1CHT的土壤中,在30 d時(shí)M1C2處理Cmic顯著高于M0C2和M2C2處理,這表明低濃度鎘與CHT對(duì)微生物生長具有協(xié)同促進(jìn)作用,高濃度鎘與CHT則具有協(xié)同抑制作用。

CK為對(duì)照組;M0、 M1、M2表示w(鎘)為0、2和10 mg·kg-1;C0、C1、C2表示w(CHT)為0、50和150 mg·kg-1。*表示同一時(shí)期處理組與CK組之間微生物量碳差異顯著(P<0.05)。

如圖2所示,在30 d時(shí),M1各處理組呼吸率較CK處理均有所增加,M2處理組呼吸率卻顯著降低,表明高濃度鎘對(duì)微生物的呼吸有抑制作用。土壤呼吸率的增加一般源于易利用碳源所產(chǎn)生底物的促進(jìn)作用,或者污染物所產(chǎn)生的脅迫作用。在低濃度鎘作用下,微生物需要更多的能量去抵御不利環(huán)境,致使大部分碳源被用于產(chǎn)能,并以CO2形式排出。另外,鎘的毒性會(huì)提高土壤微生物死亡率,死亡的微生物作為底物又被分解利用,促進(jìn)了CO2的產(chǎn)生[13]。當(dāng)鎘濃度繼續(xù)增加,毒性超過了微生物能夠耐受的范圍,就會(huì)造成微生物的死亡和代謝活性下降。僅添加CHT處理組土壤呼吸率無顯著影響,與CHT對(duì)生物量的促進(jìn)不同,CHT的添加并未促進(jìn)呼吸率的增加。這可能是因?yàn)镃HT易被微生物降解,其半衰期只有6.7 ～11 d[14],在30 d時(shí),所添加的CHT已被降解,不再增加呼吸率。史婕等[15]在紫色土聯(lián)苯菊酯對(duì)微生物數(shù)量和活性的影響研究中也發(fā)現(xiàn)了類似規(guī)律,土壤細(xì)菌數(shù)在第6天達(dá)到峰值后逐漸降低,并在16 d后基本恢復(fù)至對(duì)照水平。

CHT的添加促進(jìn)了M1C1和M1C2處理土壤的呼吸,這與Cmic的結(jié)果類似,也表明低濃度Cd與CHT的復(fù)合對(duì)一些微生物生理活動(dòng)有較強(qiáng)的協(xié)同促進(jìn)作用。這與前人對(duì)原油和重金屬復(fù)合污染的研究類似[16],說明CHT能促進(jìn)低濃度鎘對(duì)土壤微生物活性的激活作用,加快有機(jī)質(zhì)的分解轉(zhuǎn)化速率,但這種協(xié)同促進(jìn)作用不利于土壤中有機(jī)質(zhì)的累積。CHT與高濃度鎘(10 mg·kg-1)的復(fù)合(M2C1和M2C2處理)則對(duì)呼吸率具有協(xié)同抑制作用,這可能是由于CHT與鎘形成復(fù)合物后,提高了鎘的生物可利用性,促進(jìn)了鎘的跨膜運(yùn)輸[17],造成鎘的毒性增強(qiáng),從而抑制了微生物的代謝活性。在60 d時(shí),M2各處理組呼吸率有所回升,其中M2C2組甚至高于CK組,可能是由于經(jīng)過較長時(shí)間,某些微生物已經(jīng)適應(yīng)了重金屬污染環(huán)境,活性得到恢復(fù),在有CHT作為碳源的情況下,呼吸作用出現(xiàn)回升。

CK為對(duì)照組;M0、 M1、M2表示w(鎘)為0、2和10 mg·kg-1;C0、C1、C2表示w(CHT)為0、50和150 mg·kg-1。*表示同一時(shí)期處理組與CK組之間土壤呼吸率差異顯著(P<0.05)。1)以CO2計(jì)。

2.2 土壤酶活性

過氧化氫酶因?yàn)榇嬖谟谒械幕罴?xì)胞中而經(jīng)常被用于指示土壤微生物生理狀態(tài)[18]和是否受到氧化脅迫。在所有處理中,過氧化氫酶活性隨著CHT和鎘添加量的不同而波動(dòng)。如圖3所示,30 d時(shí)無鎘和低濃度鎘處理組(M0和M1)過氧化氫酶活性高于60 d時(shí);而高濃度鎘處理組(M2)在2個(gè)時(shí)間點(diǎn)的酶活性均無顯著差異。在不同鎘濃度條件下,CHT的添加對(duì)過氧化氫酶活性均無顯著影響。

過氧化氫酶對(duì)鎘和CHT不敏感證明了這2種污染物在單一和復(fù)合情況下均不會(huì)對(duì)微生物造成氧化脅迫。研究表明菊酯類農(nóng)藥和銅的復(fù)合作用顯著抑制了過氧化氫酶活性[19],但在該研究中過氧化氫酶對(duì)CHT和鎘并不敏感,這可能是因?yàn)樗褂玫逆k濃度較低,不足以對(duì)土壤微生物造成氧化脅迫,或影響酶的活性中心。此外,過氧化氫酶對(duì)Cu的響應(yīng)比較敏感可能還因?yàn)镃u2+具有產(chǎn)生活性氧(ROS)的能力[20],而至今尚未發(fā)現(xiàn)Cd2+促進(jìn)ROS的產(chǎn)生。

30 d時(shí),鎘嚴(yán)重抑制土壤脲酶活性,并且高濃度鎘作用更為明顯(圖4)。60 d時(shí),低濃度鎘處理組(M1)脲酶活性大幅回升,高濃度鎘處理組(M2)脲酶活性盡管也有回升,但仍遠(yuǎn)低于CK組。在相同鎘濃度組中,CHT的添加對(duì)脲酶有一定的促進(jìn)作用,高濃度CHT對(duì)脲酶活性的促進(jìn)作用更大,說明高濃度CHT的加入減弱了鎘對(duì)脲酶活性的抑制,或者CHT對(duì)脲酶活性有促進(jìn)作用。

CK為對(duì)照組;M0、 M1、M2表示w(鎘)為0、2和10 mg·kg-1;C0、C1、C2表示w(CHT)為0、50和150 mg·kg-1。*表示同一時(shí)期處理組與CK組之間過氧化氫酶活性差異顯著(P<0.05)。

CK為對(duì)照組;M0、 M1、M2表示w(鎘)為0、2和10 mg·kg-1;C0、C1、C2表示w(CHT)為0、50和150 mg·kg-1。*表示同一時(shí)期處理組與CK組之間脲酶活性差異顯著(P<0.05)。1)以干土計(jì)。

30 d時(shí),與CK相比,CHT和鎘都對(duì)堿性磷酸酶產(chǎn)生顯著抑制作用(P<0.05),其中M2處理的抑制率最高(圖5)。當(dāng)CHT與低濃度鎘復(fù)合污染(M1C1和M1C2處理)時(shí),體現(xiàn)出更強(qiáng)的抑制作用(P<0.05);而與高濃度鎘復(fù)合(M2C1和M2C2處理)時(shí)則無顯著抑制作用。60 d時(shí),除CK外各組堿性磷酸酶活性均較30 d時(shí)有所回升,之前受抑制較為明顯的高濃度鎘處理組的回升幅度更大。

脲酶和堿性磷酸酶是氮磷礦化的重要驅(qū)動(dòng)力,影響著土壤中氮磷的生物可利用性。它們的活性降低會(huì)導(dǎo)致土壤中氮磷的固定以及C/N比和C/P比的升高。所有處理的脲酶和堿性磷酸酶都呈先抑制后升高,并且鎘在復(fù)合污染中起著主導(dǎo)作用。事實(shí)上,鎘濃度越高,對(duì)脲酶和堿性磷酸酶活性的抑制越大,但CHT與高濃度鎘復(fù)合后會(huì)部分抵消鎘對(duì)脲酶和堿性磷酸酶的抑制作用。但在60 d時(shí),所有處理酶活性均得到恢復(fù),低濃度鎘處理脲酶活性甚至高于未被污染的對(duì)照組,表明土壤的生物酶活性得到恢復(fù)。

CK為對(duì)照組;M0、 M1、M2表示w(鎘)為0、2和10 mg·kg-1;C0、C1、C2表示w(CHT)為0、50和150 mg·kg-1。

2.3 微生物群落對(duì)鎘的耐受性

污染物在影響土壤微生物活性和功能的同時(shí),也會(huì)造成土壤微生物群落結(jié)構(gòu)和功能的改變。土壤微生物群落抗性分析(PICT)代表了土壤微生物群落對(duì)污染物的抗性,是由對(duì)污染物最敏感的指標(biāo)物組成[21],除了污染物敏感的種群被選擇性的淘汰外,PICT也與胞外大分子或通過基因轉(zhuǎn)移而獲得的抗性有關(guān)。在未曾被鎘污染的土壤中(M0),微生物群落抗性的EC50值相對(duì)較低(0.9 g·kg-1)。M1各處理組EC50值提高至CK組的2～3倍,M2各處理組EC50值大幅提高(圖6)。與CK相比,單獨(dú)CHT未引起土壤細(xì)菌群落對(duì)鎘的耐受性,但CHT與高濃度鎘復(fù)合污染(M1和M2各處理)時(shí)對(duì)提高土壤細(xì)菌群落的鎘耐受性具有協(xié)同作用。這些結(jié)果表明鎘進(jìn)入土壤后,在重金屬脅迫下,土壤微生物群落結(jié)構(gòu)會(huì)從敏感型逐漸演化至較不敏感型[22],提高土壤對(duì)鎘的抗性水平。

土壤中廣泛存在著對(duì)CHT耐受度高和具有降解功能的菌[23-24],CHT這種相對(duì)易利用碳源的輸入會(huì)給微生物群落提供更多的碳源和能源,促進(jìn)微生物的增殖,從而提高土壤微生物群落對(duì)鎘脅迫的適應(yīng)性,這種影響在高濃度鎘作用下更為明顯,體現(xiàn)在CHT與高濃度鎘復(fù)合作用時(shí),微生物群落對(duì)鎘抗性更高。這種群落抗性的提高,一方面是因?yàn)槲⑸锶郝浣Y(jié)構(gòu)的改變,另一方面也可能是因?yàn)槲⑸锓置诘陌馕锖兔傅纫幌盗凶兓木C合體現(xiàn)。對(duì)污染物敏感的微生物受到抑制或被殺死,而有抗性的種群則逐漸占據(jù)優(yōu)勢,最終體現(xiàn)在微生物群落對(duì)污染物抗性的提高和土壤活性的恢復(fù)。

CK為對(duì)照組;M0、 M1、M2表示w(鎘)為0、2和10 mg·kg-1;C0、C1、C2表示w(CHT)為0、50和150 mg·kg-1。*表示同一時(shí)期處理組與CK組之間EC50值差異顯著(P<0.05)。

2.4 DGT分析鎘的生物可利用性

普遍認(rèn)為鎘的生物可利用性決定著其生物效應(yīng)。生物可利用性與眾多因子相關(guān),包括土壤類型、鎘的形態(tài)、施用方式和土壤微生物群落。DGT法是目前最為成熟直接的生物可利用性的測試方法[12]。經(jīng)DGT分析發(fā)現(xiàn),進(jìn)入土壤的重金屬,其有效性會(huì)隨著時(shí)間的延長而降低。雖然30 d時(shí)生物可利用態(tài)鎘濃度高于60 d時(shí),但其生物有效性(CDGT)卻無顯著差異(圖7),說明鎘進(jìn)入土壤后,會(huì)在30 d內(nèi)迅速老化,30 d以后老化速度變慢,生物有效性維持在一個(gè)較穩(wěn)定的水平。納明亮[25]對(duì)Zn、Pb和Cu等重金屬的研究也有類似結(jié)果。總體來看,無論CHT是否存在,生物有效性隨著鎘濃度的增加而增加。SIKKEMA等[26]發(fā)現(xiàn)菊酯類農(nóng)藥可以與質(zhì)膜上的脂類相互作用,影響質(zhì)膜的透過性和結(jié)構(gòu),從而可能會(huì)增加重金屬生物有效性。CHT的添加可以促進(jìn)高濃度鎘的生物有效性,但低濃度鎘則無顯著促進(jìn)作用。菊酯類農(nóng)藥對(duì)鎘的生物有效性的影響還需要進(jìn)一步研究。

CK為對(duì)照組;M0、 M1、M2表示w(鎘)為0、2和10 mg·kg-1;C0、C1、C2表示w(CHT)為0、50和150 mg·kg-1。*表示同一時(shí)期處理組與CK組之間CDGT值差異顯著(P<0.05)。

3 結(jié)論

針對(duì)不同的指標(biāo)和鎘濃度,CHT與鎘的復(fù)合效應(yīng)不同。CHT與低濃度鎘的復(fù)合污染會(huì)刺激微生物活性,而高濃度鎘則對(duì)微生物活性有抑制作用，并且在復(fù)合污染中起著主導(dǎo)作用。CHT可明顯促進(jìn)土壤微生物群落對(duì)鎘的抗性,并提高鎘的生物可利用性。在目前重金屬和殺蟲劑、農(nóng)藥對(duì)土壤的復(fù)合污染條件下,還需要進(jìn)一步研究它們之間的復(fù)合作用對(duì)重金屬的生物可利用性及土壤質(zhì)量的影響,以阻斷作物吸收,保障食品安全。

[1] CASIDA J E,QUISTAD G B.Golden Age of Insecticide Research:Past,Present,or Future[J].Annual Review of Entomology,1998,43:1-16.

[2] OUDOU H C,HANSEN H C B.Sorption of Lambda-Cyhalothrin,Cypermethrin,Deltamethrin and Fenvalerate to Quartz,Corundum,Kaolinite and Montmorillonite [J].Chemosphere,2002,49(10):1285-1294.

[3] XIE J M,WANG P L,LIU J,etal.Photodegradation of Lambda-Cyhalother in and Cypermethrin in Aqueous Solution as Affected by Humic Acid and/ or Copper:Intermediates and Degradation Pathways [J].Environmental Toxicology and Chemistry,2011,30(11):2440-2448.

[4] 陳瑩瑩,王金花,陸貽通.丁草胺與鎘復(fù)合污染對(duì)土壤呼吸強(qiáng)度的影響[J].環(huán)境污染與防治,2006,28(10):723-726,730.[5] BARDGETT R D.The Biology of Soil:A Community and Ecosystem Approach[M].Oxford,UK:Oxford University Press,2005:124-205.

[6] XIE W J,ZHOU J M,WANG H Y,etal.Effect of Nitrogen on the Degradation of Cypermethrin and Its Metabolite 3-Phenoxybenzoic Acid in Soil[J].Pedosphere,2008,18(5):638-644

[7] 中國科學(xué)院南京土壤研究所微生物室.土壤微生物研究法[M].北京:科學(xué)出版社,1985:58-73.

[8] 關(guān)松蔭,張德生,張志明.土壤酶及其研究法[M].北京:農(nóng)業(yè)出版社,1986:78-103.

[9] TABATABAI M A.Soil Enzymes[C]∥WEEWER R M,ANGLES A,BOTTOMLEY P,etal.Methods of Soil Analysis：Part 2：Microbiological and Biochemical Properties.Wisconsin,USA:Soil Science Society of America,1994:775-833.

[10]B??TH E,PETTERSSON M,S?DERBER K H.Adaptation of a Rapid and Economical Microcentrifugation Method to Measure Thymidine and Leucinein Corporation by Soil Bacteria [J].Soil Biology & Biochemistry,2001,33(11):1571-1574.

[11]ZHANG H,ZHAO F J,SUN B,etal.New Method to Measure Effective Soil Solution Concentration Predicts Copper Availability to Plants [J].Environmental Science and Technology,2001,35(12):2602-2607.

[12]SIMPSON A J,SIMPSON M J,SMITH E,etal.Microbially Derived Inputs to Soil Organic Matter:Are Current Estimates Too Low?[J].Environmental Science and Technology,2007,41(23):8070-8076.

[13]KILLHAM K.A Physiological Determination of the Impact of Environmental Stress on the Activity of Microbial Biomass [J].Environmental Pollution Series A:Ecological and Biological,1985,38(3):283-294.

[14]LIU T F,SUN C,TAN A,etal.Effect of Copper on the Degradation of Pesticides Cypermethrin and Cyhalothrin[J].Journal of Environmental Sciences,2007,19(10):1235-1238.

[15]史婕,申鴻,王兵,等.紫色土中聯(lián)苯菊酯殘留對(duì)土著微生物的影響[J].中國農(nóng)學(xué)通報(bào),2011,27(24):312-316.

[16]DOS SANTOS E C,SILVA I S,SIMES T H N.etal.Correlation of Soil Microbial Community Responses to Contamination With Crude Oil With and Without Chromium and Copper [J].International Biodeterioration and Biodegradation,2012,70:104-110.

[17]MALISZEWSKA-KORDBACH B,SMRECZAK B.Habitat Function of Agricultural Soils as Affected by Heavy Metals and Polycyclic Aromatic Hydrocarbons Contamination[J].Environment International,2003,28(8):719-728.[18]BELLO D,TRASAR-CEPEDA C,LEIROS M C,etal.Modification of Enzymatic Activity in Soils of Contrasting pH Contaminated With 2,4-Dichlorophenol and 2,4,5-Trichlorophenol [J].Soil Biology and Biochemistry,2013,56(Suppl. 1):80-86.

[19]LIU J,XIE J,CHU Y,etal.Combined Effect of Cypermethrin and Copperon Catalase Activity in Soil[J].Journal of Soils and Sediments,2008,8(5):327-332.

[20]XIE J,WANG L,LIU J,etal.Photode Gradation of Lambda-Cyhal Othrin and Cypermethrin in Aqueous Solution as Affected by Humic Acid and/ or Copper:Interme Diates and Degradation Pathways[J].Environmental Toxicology and Chemistry,2011,30(11):2440-2448.

[21]DAVIDF C,MANUEL A E,MONTSERRAT D R,etal.Bacterial Pollution Induced Community Tolerance (PICT) to Cu and Interactions With pH in Long-Term Polluted Vineyard Soils[J].Soil Biology and Biochemistry,2011,43(11):2324-2331.

[22]GILLER K E,WITTER E,MCGRATH S P.Toxicity of Heavy Metals to Microorganisms and Microbial Processes in Agricultural Soils:A Review [J].Soil Biology and Biochemistry,1998,30(10/11):1389-1414.

[23]CHENS H,HU M Y,LIU J J,etal.Biodegradation of Beta-Cypermethrin and 3-Phenoxybenzoic Acid by a Novel Ochrobactrum lupini DG-S-01[J].Journal of Hazardous Materials,2011,187(1/2/3):433-440.

[24]ZHANG C,JIA L,WANG S H,etal.Biodegradation of Beta-Cypermethrin by TwoSerratiaspp. With Different Cell Surface Hydrophobicity [J].Bioresource Technology,2010,101(10):3423-3429.

[25]納明亮.土壤重金屬污染劑量與蔬菜毒性效應(yīng)及其控制技術(shù)研究[D].楊凌:西北農(nóng)林科技大學(xué),2007.

[26]SIKKEMA J,DE BONT J A,POOLMAN B.Interactions of Cyclic Hydrocarbons With Biological Membranes[J].Journal of Biological Chemistry,1994,269(11):8022-8028.

(責(zé)任編輯： 陳 昕)

Impact of Combined Cyhalothrin-Cd Pollution on Soil Microbes and Bioavailability of Cd.

LI Jie, ZHANG Si-fan, XIAO Lin

(School of Environment/ State Key Laboratory of Pollution Control and Resource Reuse, Nanjing University, Nanjing 210023, China)

To assess the joint impact of cyhalothrin and cadmium on soil microbial activity and bioavailability of Cd, soil samples were collected from a polluted field for analysis of changes in microbial biomass, respiration, enzymatic activity, pollution induced community tolerance (PICT), as well as bioavailability of Cd. For determining the latter two indices, the isotope-labeling and DGT (diffusive gradients in thin-films) technologies were used. Results show that soil respiration rate increased when 2 mg·kg-1Cd was amended into the soil, but decreased when 10 mg·kg-1Cd was. The amendment of both cyhalothrin and a low level of Cd stimulated soil biomass and respiration. Soil catalase, urease and alkaline phosphatase responded differently in activity to Cd and cyhalothrin. Urease was inhibited by Cd and revived to some extend when cyhalothrin was added, whilst alkaline phosphatase was inhibited in the initial 30 days and revived till the 60th day. The pollution of cyhalothrin alone did not show any PICT effect, however, the combined pollution elevated PICT to Cd, as well as bioavailability of Cd represented by DGT concentration. All the findings suggest that Cd in the combined pollution plays an essential role in affecting the studied indices, but the stimulating effects on soil microbial activity are synergistic ones when pyrethroidis coupled with a low level of Cd. CHT could increase PICT to Cd as well as bioavailability of Cd, which should be considered in the issue of food safety.

cadmium；cyhalothrin;combined pollution；soil microbe;bioavailability

2015-08-19

國家自然科學(xué)基金(41071313)

X53

A

1673-4831(2016)05-0826-06

10.11934/j.issn.1673-4831.2016.05.021

李潔(1992—),女,江蘇宜興人,碩士生,主要研究方向?yàn)榄h(huán)境生物學(xué)。E-mail: 1035227946@qq.com

① 通信作者E-mail: xiaolin@nju.edu.cn