摘要：銫（Cs）與鉀（K）的化學(xué)行為極其相似，進(jìn)入人體后的Cs大量聚集到肌肉和肝臟中。為研究穩(wěn)定性銫-133（133Cs）的生物毒性，本研究采用133Cs，通過微宇宙培養(yǎng)試驗(yàn)，設(shè)置3個(gè)銫處理濃度：5 mg·kg-1 Cs（CK），100 mg·kg-1 Cs（L）和500 mg·kg-1 Cs（H），研究了金屬銫對(duì)土壤理化性質(zhì)和微生物群落功能多樣性和酶活性的影響。結(jié)果表明，Cs處理中有機(jī)質(zhì)含量和速效鉀與CK相比顯著減少（P＜0.05），在H處理中分別降低了13.54%和8.37%。Cs顯著降低了轉(zhuǎn)化酶、磷酸酶、脲酶和脫氫酶活性（P＜0.05），且隨著Cs濃度的增加，其抑制效應(yīng)增強(qiáng)，在H處理中分別減少了21.1%，22.5%，22.6%和21.8%。Cs顯著降低了Shannon多樣性指數(shù)、Shannon均勻度指數(shù)和碳源利用豐富度指數(shù)（P＜0.05）。以上結(jié)果表明金屬銫污染顯著降低土壤微生物群落的功能多樣性，降低了土壤養(yǎng)分含量，抑制了土壤酶活性，該研究為133Cs污染土壤的風(fēng)險(xiǎn)控制提供理論基礎(chǔ)。

關(guān)鍵詞：銫；土壤微生物；土壤養(yǎng)分；酶活性

中圖分類號(hào)：Q89""" 文獻(xiàn)標(biāo)識(shí)碼：A"""" 文章編號(hào)：1007-0435（2024）08-2478-06

Effects of Stable Cesium on Soil Nutrient，Enzyme Activity and Microbial

Community Functional Diversity

QI Lin*， WANG Xiao-ling， ZHAO Wei， BAO Yun

（Henan University of Science and Technology， Luoyang， Henan Province 471023， China）

Abstract：The chemical behaviour of cesium （Cs） is extremely similar to that of potassium （K），and Cs that enters the body will accumulate in muscle and liver. To study the biotoxicity of stable cesium-133 （133Cs），in this research we used 133Cs and set three cesium treatments in microcosm：5 mg·kg-1 Cs （CK），100 mg·kg-1 Cs （L） and 500 mg·kg-1 Cs （H） to investigate the effects of cesium on the functional diversity and enzyme activity of soils. The results showed that organic matter content，and available potassium content in Cs treatment were significantly decreased compared with that of CK （Plt;0.05），and those in H treatment were decreased by 13.54%，and 8.37%，respectively. Cs significantly decreased the activities of invertase，phosphatase，urease and dehydrogenase （Plt;0.05），and the inhibitory effect was enhanced with the increase of Cs concentration. In H treatment，it was reduced by 21.1%，22.5%，22.6% and 21.8%，respectively. Shannon diversity index，Shannon evenness index and carbon source utilization richness index were significantly decreased by Cs （Plt;0.05）. The above results showed that cesium metal pollution significantly reduced the functional diversity of soil microbial community，reduced soil nutrient content，and inhibited soil enzyme activity. This study provided a theoretical basis for the risk control of stable cesium contaminated soils.

Key words：cesium，soil microbial，soil nutrient，enzymatic activity

銫（Cs）與鉀為同族元素，二者行為極其相似，進(jìn)入人體后的Cs大量聚集到全身的肌肉和肝臟中［1-2］。穩(wěn)定性133Cs和放射性137Cs在環(huán)境中的分布具有相似性，而且植物對(duì)兩種同位素Cs的吸收積累特性無顯著性差異［3］。任少雄等［4］通過研究蘇丹草對(duì)土壤中穩(wěn)定性133Cs脅迫下的響應(yīng)，發(fā)現(xiàn)蘇丹草對(duì)放射性137Cs和穩(wěn)定性133Cs的吸收積累特性非常相似。核素輻射在環(huán)境中的毒性效應(yīng)已經(jīng)有大量研究［5］。然而，要了解核素的毒性作用，一方面來自輻射的毒性，一方面來自元素本身的毒性作用。133Cs是金屬Cs在自然界中唯一存在的穩(wěn)定性同位素。通過穩(wěn)定性133Cs模擬其放射性同位素，可以有效地預(yù)測(cè)核素在環(huán)境中的行為［6］。

重金屬在土壤中積累，會(huì)對(duì)土壤生態(tài)系統(tǒng)的功能造成不利影響，包括土壤酶活性和微生物群落多樣性［7］。土壤酶活性被稱為對(duì)土壤生態(tài)系統(tǒng)中發(fā)生的自然和人為紊亂的傳感器［8］。土壤中許多重要的生態(tài)過程，如通過礦化進(jìn)行的養(yǎng)分循環(huán)，都容易受到污染，因此需要在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估中加以考慮［9］。在眾多的酶類中，一般以磷酸酶、轉(zhuǎn)化酶、脫氫酶、蛋白酶、脲酶作為土壤健康的檢測(cè)指標(biāo)，脲酶或磷酸酶對(duì)重金屬污染較為敏感［10］。研究表明重金屬汞影響土壤酶活性，且對(duì)脲酶的抑制作用較強(qiáng)［11］。在銅，鋅，鉛和錳復(fù)合污染下，隨著銅，鉛和錳濃度的增加，土壤脫氫酶活性降低［12］。金屬和放射性核素可以對(duì)微生物群落施加持續(xù)的壓力［13］。長(zhǎng)期接觸可使微生物群落適應(yīng)金屬或放射性核素污染［14］。陳承利等［15］研究了鎘和鉛污染對(duì)土壤功能的影響，使用了Biolog微平板技術(shù)檢測(cè)微生物碳源利用的功能多樣性，結(jié)果顯示鎘和鉛降低了微生物對(duì)單一碳源底物的利用能力，能利用有關(guān)碳源底物的微生物數(shù)量也相應(yīng)的減少了，而致使土壤微生物群落功能結(jié)構(gòu)多樣性發(fā)生改變。

本研究設(shè)置了3個(gè)Cs污染水平，建立微宇宙試驗(yàn)體系，目的是研究穩(wěn)定性Cs對(duì)土壤酶活性和微生物群落功能多樣性的影響。土壤微生物群落是土壤酶的主要來源之一，土壤酶是催化土壤養(yǎng)分循環(huán)中重要的參與者。因此，本試驗(yàn)以土壤養(yǎng)分，土壤酶和土壤微生物三個(gè)方面作為切入點(diǎn)，研究金屬Cs對(duì)土壤微生物群落代謝和酶活性的影響，并對(duì)土壤微生物群落對(duì)Cs的響應(yīng)進(jìn)行模擬和預(yù)測(cè)，以期為穩(wěn)定性Cs污染土壤風(fēng)險(xiǎn)控制研究提供理論基礎(chǔ)。

1 材料和方法

1.1 試驗(yàn)處理

該試驗(yàn)在河南科技大學(xué)試驗(yàn)農(nóng)場(chǎng)進(jìn)行（34°35′59″N，112°24′54″E），海拔148.9 m。試驗(yàn)土壤采集于農(nóng)田土壤，種植作物為冬小麥，土壤類型為華北潮土。挖取0～20 cm深度的表層土，充分混勻，過篩去掉石塊和植物殘?jiān)Ｍ寥阑纠砘再|(zhì)測(cè)定參考《土壤農(nóng)化分析》［16］。土壤pH值為8.05，有機(jī)質(zhì)含量為12.85 g·kg-1，全氮含量為0.96 g·kg-1，速效磷含量為12.52 mg·kg-1，速效鉀含量為155.13 mg·kg-1，陽離子交換量為 19.23 cmol·kg-1，133Cs含量為5.23 mg·kg-1。

2023年3月5日，采用微宇宙試驗(yàn)，將鮮土（20 g）置于塑料瓶（200 mL）中。將CsCl（穩(wěn)定性133Cs，分析純）溶于滅菌水中，將不同Cs濃度的溶液澆入土壤，攪拌均勻。土壤的Cs本底值為5.32 mg·kg-1，將Cs處理濃度設(shè)置為本底值的10倍和100倍［17-18］。配置2個(gè)Cs添加濃度溶液：45 mg·kg-1，495 mg·kg-1，因此，Cs在土壤中的最終處理濃度：5 mg·kg-1（CK），50 mg·kg-1（L）和500 mg·kg-1（H）。中國(guó)和世界范圍內(nèi)不同土壤類型中133Cs濃度在0.37～25.7 mg·kg-1干土［6，19］。50 mg·kg-1（L）和500 mg·kg-1（H）用于模擬中度和重度Cs污染土壤的暴露濃度。每個(gè)處理設(shè)置5個(gè)重復(fù)。用封口膜密封并在25℃的人工氣候室中進(jìn)行黑暗孵育培養(yǎng)。通過稱重法來保持土壤含水量為20%，每隔2周加入無菌超純水以補(bǔ)充失去的水分。

2023年5月4日，在Cs處理60 d后采集土壤樣品。將一塑料瓶中獲取的土樣混合視為一個(gè)樣品，放于4℃冰箱冷藏待測(cè)。

1.2 土壤營(yíng)養(yǎng)成分的測(cè)定

采用重鉻酸鉀外加熱法測(cè)定土壤有機(jī)質(zhì)含量；采用凱氏蒸餾法測(cè)定土壤全氮含量；采用濃硫酸高氯酸消解—全磷鉬銻抗比色法測(cè)定全氮含量；采用堿熔—原子吸收光譜法測(cè)定全鉀含量；采用碳酸氫鈉浸提—鉬銻抗比色法測(cè)定土壤速效磷；采用乙酸銨浸提—原子吸收光譜法測(cè)定土壤速效鉀［16］。

1.3 土壤酶活性的分析

按照關(guān)松蔭（1986）［20］的描述進(jìn)行了測(cè)定。采用吲酚藍(lán)比色法測(cè)定土壤中脲酶活性。采用3，5-二硝基水楊酸比色法測(cè)定轉(zhuǎn)化酶活性。酸性磷酸酶活性用比色法測(cè)定，底物為苯基磷酸二鈉。用茚三酮比色法測(cè)定土壤蛋白酶活性，采用氯化三苯基四氮唑（TTC）法測(cè)定脫氫酶活性。

1.4 BIOLOG分析

將5 g新鮮土壤懸浮于50 mL 0.85%無菌NaCl溶液中，在搖床上震蕩（200 r·min-1，30 min），稀釋200倍。將稀釋后的樣品放入Eco Plates（BIOLOG，Hayward，CA，USA）），在25℃下暗箱孵育。每12 h讀取一次光密度值（590 nm），連續(xù)孵育144 h，計(jì)算顏色發(fā)育和功能多樣性［21］，公式如下：

孔平均顏色變化率：A=∑ni=1（Ci－R）/31

其中，Ci為每一個(gè)孔的光密度值；R為對(duì)照孔的光密度值；31為碳源總數(shù)。

Shannon多樣性指數(shù)：H′=-∑Pi（lnPi）

其中，Pi=（Ci-R）/∑（Ci-R）。

碳源利用豐富度指數(shù)=被利用碳源的總數(shù)

Shannon均勻度指數(shù)：E=H′/lnS

其中，S為碳源利用豐富度指數(shù)

Shannon優(yōu)勢(shì)度指數(shù)：D=1-∑P2i

1.5 統(tǒng)計(jì)分析

利用SPSS 13.0 （SPSS，Chicago）軟件進(jìn)行單因素方差（One-Way ANOVA）分析和主成分分析。在滿足數(shù)據(jù)正態(tài)分布和方差齊性后，均值之間的差異通過單因素方差分析和事后最小顯著性差異（LSD）檢驗(yàn)方法來檢測(cè)。只有當(dāng)F值在P＜0.05概率水平上顯著時(shí)，認(rèn)為處理是有影響的，進(jìn)而通過事后多重比較檢驗(yàn)不同處理之間均值的差異。

2 結(jié)果和分析

2.1 Cs處理對(duì)土壤養(yǎng)分和酶活性的影響

如表1所示，全氮，全磷，全鉀和速效磷在所有處理之間沒有顯著性差異。添加金屬Cs處理中，L和H土壤中的有機(jī)質(zhì)含量與CK相比顯著減少（P＜0.05），分別比CK減少了4.98%和13.54%。L和H土壤中速效鉀的含量與CK相比顯著減少（P＜0.05），分別比CK減少了6.45%和8.37%。

如表2所示，轉(zhuǎn)化酶、磷酸酶和脫氫酶活性在不同Cs處理之間差異顯著（P＜0.05）。L處理與CK相比，轉(zhuǎn)化酶，磷酸酶，脲酶和脫氫酶活性分別減少了6.5%，12.7%，16.1%和6.3%，L處理和CK處理之間差異顯著（P＜0.05）。L處理與CK相比，蛋白酶活性減少了4.7%，L處理與CK處理之間差異不顯著。H處理與CK相比，轉(zhuǎn)化酶，磷酸酶，蛋白酶，脲酶和脫氫酶活性分別減少了21.1%，22.5%，15.6%，22.6%和21.8%。除脲酶活性在L與H處理之間未表現(xiàn)出差異顯著，轉(zhuǎn)化酶，磷酸酶，蛋白酶和脫氫酶活性均隨Cs處理濃度升高而表現(xiàn)出顯著性差異（P＜0.05）。

2.2 Cs處理對(duì)土壤微生物群落功能多樣性的影響

AWCD在一定程度上反映了土壤微生物的代謝活性。在本試驗(yàn)中，AWCD值隨著培養(yǎng)時(shí)間的增加而呈現(xiàn)上升趨勢(shì)（圖1）。所有處理的AWCD值在培養(yǎng)初期（0～12 h）均增長(zhǎng)緩慢，說明微生物群落對(duì)碳源利用的效率很低。在12 h之后變化速度加快，說明微生物群落對(duì)碳源利用的效率增加。其中，CK處理的AWCD值在各培養(yǎng)時(shí)間檢測(cè)點(diǎn)均為最高，而H處理的值則最低。

從表3可知，在Cs污染的土壤中，土壤微生物群落的Shannon多樣性指數(shù)和碳源利用豐富度指數(shù)隨著Cs濃度升高表現(xiàn)為顯著性下降（P＜0.05）；Shannon均勻度指數(shù)在土壤微生物群落中隨Cs的濃度升高而下降，但并無顯著性差異；Shannon優(yōu)勢(shì)度指數(shù)隨處理濃度升高而升高。L和H處理中的Shannon多樣性指數(shù)顯著低于CK（P＜0.05）。而Shannon均勻度指數(shù)在各處理之間差異并不顯著（P＞0.05）。碳源利用豐富度指數(shù)在處理中表現(xiàn)為：CK＞L＞H，且各處理具有顯著性差異（P＜0.05）。L和H處理分別與CK相比，Shannon優(yōu)勢(shì)度指數(shù)顯著升高（P＜0.05），但L與H處理之間無顯著性差異（P＞0.05）。

31個(gè)碳源的主成分分析結(jié)果表明，底物樣品存在分離，表明碳的潛在利用模式和微生物群落存在差異（見表4）。兩個(gè)主成分（PC1和PC2）解釋了52.11%和25.28%。2個(gè)主成分累積方差貢獻(xiàn)率達(dá)到77.39 %，能夠解釋大部分的底物利用信息。不同的Cs處理中，CK處理中PC1和PC2得分最高。在PC1上得分比較為：H＞L，在PC2上得分比較為：L＞H。

3 討論

重金屬污染土壤中，微生物群落在耐受重金屬脅迫的過程中需要消耗額外的能量來提供耐受機(jī)制，因此會(huì)付出其他方面生理功能的代謝代價(jià)［22］。在本研究中，L和H處理顯著降低了土壤中的有機(jī)質(zhì)和速效鉀含量（P＜0.05）。該結(jié)果與先前的研究一致，重金屬會(huì)降低土壤微生物群落功能多樣性，抑制了土壤酶活性，從而降低了微生物將土壤中難溶解礦物鉀分解為速效鉀的效率，從而減少了土壤速效鉀含量［23］。在本研究中測(cè)定的營(yíng)養(yǎng)成分中，有機(jī)質(zhì)含量降幅最大。先前的研究表明土壤微生物對(duì)重金屬耐受的代價(jià)會(huì)增加微生物對(duì)土壤有機(jī)質(zhì)的消耗［24］。土壤有機(jī)質(zhì)與重金屬離子的絡(luò)合作用對(duì)土壤和水體中重金屬離子的固定和遷移有極其重要的影響，重金屬對(duì)土壤有機(jī)質(zhì)的絡(luò)合作用也會(huì)減少了土壤中游離有機(jī)質(zhì)的含量［25］。在本研究中，Cs降低了土壤有機(jī)質(zhì)含量，可能是由于土壤有機(jī)質(zhì)含有多種功能基，這些功能基對(duì)重金屬離子有較強(qiáng)絡(luò)合和富集能力。

土壤酶系統(tǒng)對(duì)土壤物質(zhì)的分解轉(zhuǎn)化、養(yǎng)分循環(huán)、能量流動(dòng)和理化性質(zhì)等方面起著至關(guān)重要的作用［26］。土壤酶常用來表征污染物潛在毒性以及土壤重金屬的污染水平［27］。重金屬通過與蛋白質(zhì)活性基團(tuán)相互作用降低酶的活性或使酶蛋白變性，從而對(duì)土壤微生物的生長(zhǎng)和代謝過程產(chǎn)生抑制作用［28］。在本研究中，Cs污染對(duì)土壤酶活性的抑制效應(yīng)具有顯著性，且抑制效應(yīng)隨著Cs濃度的升高而增強(qiáng)，其中轉(zhuǎn)化酶、磷酸酶、脲酶、脫氫酶活性的抑制作用較強(qiáng)（表2）。土壤酶活性的降低可能有兩個(gè)原因：一方面，重金屬與土壤酶蛋白的關(guān)鍵基團(tuán)和配位鍵結(jié)合從而使酶失活；另一方面重金屬脅迫下微生物體內(nèi)酶的合成和分泌減少［29］。重金屬通過干擾功能，使蛋白變性和破壞細(xì)胞膜完整性，以影響土壤微生物的新陳代謝［30］。重金屬和土壤酶活性之間存在劑量—效應(yīng)關(guān)系，從而通過重金屬對(duì)土壤酶活性的抑制程度來判斷重金屬的生態(tài)毒性效應(yīng)［31］。隨著重金屬處理時(shí)間的增加，重金屬污染對(duì)土壤微生物數(shù)量和土壤酶活性均有抑制作用，但不同劑量的重金屬對(duì)土壤酶活性抑制作用的影響存在差異［32］。微生物的生長(zhǎng)和繁殖受到抑制，從而減少了微生物酶的合成和代謝。

Biolog板廣泛用于區(qū)分不同環(huán)境下的土壤中微生物群落，并可用于描述生理特征的時(shí)間變化［33］。Biolog技術(shù)在污染物對(duì)微生物生存環(huán)境的擾動(dòng)評(píng)價(jià)和環(huán)境的修復(fù)效果評(píng)價(jià)等方面發(fā)揮著重要作用。研究表明微生物群落結(jié)構(gòu)和代謝活性與污染物的種類和程度密切相關(guān)，重金屬暴露濃度與微生物代謝活性之間呈現(xiàn)負(fù)相關(guān)關(guān)系，并能降低微生物群落功能多樣性［34］。由于Biolog板在培育過程中顏色的變化可能是處理土壤之間微生物群落組成的差異造成的，也可能是由于微生物群落大小的差異引起的［35］。因此，比較Shannon多樣性指數(shù)對(duì)于評(píng)價(jià)Cs污染對(duì)土壤微生物的生物學(xué)效應(yīng)十分有必要。在本研究中，碳源利用多樣性指數(shù)和豐富度指數(shù)在L和H處理中最低（P＜0.05）。Shannon優(yōu)勢(shì)度指數(shù)則呈相反趨勢(shì)，在CK處理中最低（表4）。Cs污染土壤中，Cs對(duì)微生物群落產(chǎn)生了選擇壓力，群落組成和優(yōu)勢(shì)種群發(fā)生了演變。這一結(jié)果表明Cs影響了土壤微環(huán)境，降低了微生物碳源的可利用性，由此降低了土壤微生物群落多樣性指數(shù)［36］。郭星亮等［37］在研究中采用Biolog技術(shù)，并結(jié)合主成分分析以及聚類分析表明，在銅川煤礦區(qū)重金屬輕度和中度污染情況下，土壤微生物群落對(duì)碳源的利用表現(xiàn)為激活效應(yīng)；而在重度污染的情況下，效應(yīng)則相反。與本文的研究結(jié)果一致，在本研究中，第一主成分解釋了大部分的變異，H處理對(duì)土壤微生物碳源代謝的效應(yīng)最為顯著。在第二主成分上，L處理得分最高，說明高濃度Cs處理對(duì)土壤微生物群落功能的干擾最強(qiáng)（表4）。這一結(jié)果說明Cs污染能夠影響土壤微環(huán)境，改變其微生物群落結(jié)構(gòu)，最終使Cs污染土壤中的微生物碳源代謝發(fā)生改變［38］。在主成分上的得分能夠說明試驗(yàn)處理對(duì)微生物碳源利用的影響程度。主成分分析表明Cs污染改變了土壤中微生物的碳源底物的利用能力。這一結(jié)果與先前的研究一致，銅［39］和鈾［40］污染改變了微生物群落結(jié)構(gòu)，影響了土壤微生物的碳源代謝特征。在鎘和鉛污染的土壤中，碳源的利用受到抑制［37］。對(duì)特定類型碳源的不同利用趨勢(shì)可歸因于土壤污染擾動(dòng)條件下，土壤微生物群落演化分異導(dǎo)致的對(duì)基質(zhì)利用能力方面的差異。

4 結(jié)論

在本研究中，133Cs處理顯著降低了有機(jī)質(zhì)含量和速效鉀含量（P＜0.05）。轉(zhuǎn)化酶、磷酸酶、脲酶和脫氫酶活性隨著銫處理濃度的升高而顯著降低（P＜0.05）。133Cs處理的Shannon多樣性指數(shù)、Shannon均勻度指數(shù)和碳源利用豐富度指數(shù)遠(yuǎn)低于對(duì)照（P＜0.05）。主成分分析表明，133Cs改變其微生物群落結(jié)構(gòu)。綜上所述，133Cs顯著抑制了土壤酶活性，降低了微生物群落功能多樣性，為研究133Cs污染土壤的生態(tài)響應(yīng)提供了理論基礎(chǔ)。

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（責(zé)任編輯 付 宸）