三氯生與鎘單一及復(fù)合污染對(duì)土壤呼 吸和酶活性的影響*

王鳳花 張振國(guó) 賈 文

（2 土肥資源高效利用國(guó)家工程實(shí)驗(yàn)室，泰安 271018）

（3 山東省高校農(nóng)業(yè)環(huán) 境重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，泰安 271018）

（4 大連 民族 大學(xué)經(jīng)濟(jì)管 理學(xué)院，大連 116650）

三氯生（Triclosan，TCS）是一種廣譜抗菌劑，作為一種典型的藥品和個(gè)人護(hù)理品（Pharmaceuticals and personal care products，PPCPs）廣泛用于洗發(fā)精、肥皂、洗衣液和牙膏等，應(yīng)用量巨大［1］。這些日用品使用后經(jīng)生活污水進(jìn)入城市污水處理廠，由于低的溶解度（1.97～4.6 mg L-1，25 oC）和高的疏水性（logKow= 4.76,pKa=8.14），TCS會(huì)吸附進(jìn)入城市污泥，隨著污泥農(nóng)用不斷進(jìn)入土壤，因此，土壤環(huán)境可能是該物質(zhì)重要的匯［2-3］。土壤TCS濃度為0.052～1.0 mg kg-1干重［4］, 模擬預(yù)測(cè)濃度可達(dá)4.5 mg kg-1干重［5］。盡管濃度低，但TCS易在環(huán)境中累積，具有一定持久性［6］。TCS 的存在增加了土壤微生物對(duì)抗生素的抗性［7］。砂土中5 mg kg-1、黏土中50 mg kg-1的TCS降低了微生物硝化速率［8-9］，低于 10 mg kg-1的TCS抑制了土壤呼吸［9-10］。土壤中廣泛存在的TCS及其持久性使得其生態(tài)效應(yīng)受到高度關(guān)注，成為近年來土壤環(huán)境領(lǐng)域關(guān)注的熱點(diǎn)［11］。

鎘（Cd）是毒性極大的重金屬，已被認(rèn)定為人類致癌物［12］，通過污水灌溉、化肥和農(nóng)藥使用、畜禽糞便及其堆肥長(zhǎng)期施用以及電子廢棄物堆棄等渠道進(jìn)入土壤，Cd的污染在中國(guó)是非常嚴(yán)重和普遍的問題［13］。對(duì)中國(guó)礦區(qū)、工業(yè)區(qū)、公路旁、城市邊緣區(qū)、城市、污罐區(qū)、農(nóng)田、菜地、茶園、果園、森林等土壤重金屬含量調(diào)查結(jié)果顯示，土壤Cd的濃度為0～578 mg kg-1，平均值為3.52 mg kg-1，2 253個(gè)采樣點(diǎn)有547個(gè)點(diǎn)Cd含量超過了1.0 mg kg-1，93個(gè)點(diǎn)超過了10 mg kg-1［14-16］。因此，Cd在土壤中的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)一直受到廣泛關(guān)注［17-18］。

目前，土壤污染呈現(xiàn)由單一污染到復(fù)合污染的態(tài)勢(shì)。TCS的大量廣泛使用以及中水灌溉和活性污泥農(nóng)用導(dǎo)致其源源不斷地進(jìn)入土壤中［2］。活性污泥中還含有許多重金屬，包括Cd［19］，因此，活性污泥中同時(shí)存在著TCS與Cd。Cd還通過上述途徑進(jìn)入土壤導(dǎo)致Cd污染［13］。因此，土壤環(huán)境中存在著TCS與Cd復(fù)合污染的可能性。由于TCS和Cd均對(duì)土壤環(huán)境產(chǎn)生了不利影響，兩者的復(fù)合污染可能會(huì)降低土壤質(zhì)量。而目前關(guān)于TCS與Cd復(fù)合污染土壤的生態(tài)效應(yīng)信息尚缺乏，因此，非常有必要探討TCS與Cd的復(fù)合污染對(duì)土壤的健康效應(yīng)。

土壤呼吸是土壤全部代謝過程的總和，被認(rèn)為是土壤微生物總活性的指標(biāo)，成為土壤污染評(píng)價(jià)的常用指標(biāo)之一［20］。土壤蔗糖酶催化水解蔗糖轉(zhuǎn)變?yōu)槠咸烟呛凸牵瑸槲⑸锾峁┠芰浚谕寥捞佳h(huán)方面非常重要［21］。作為一種氮代謝酶，蛋白酶在氮素循環(huán)和調(diào)控植物利用氮方面發(fā)揮十分重要的作用。此外，上述三種指標(biāo)對(duì)Cd的污染均較敏感［22］，如土壤呼吸與Cd含量尤其是Ca(NO3)2提取態(tài)Cd含量呈顯著負(fù)相關(guān)［23］，外源Cd含量也可能增強(qiáng)土壤呼吸活性［24］。酸性土壤Cd含量由2.5 mg kg-1增加至5 mg kg-1時(shí)，蔗糖酶活性降低了［25］。前人已經(jīng)對(duì)TCS與Cd單一脅迫的土壤呼吸效應(yīng)進(jìn)行了研究，而TCS與Cd復(fù)合污染的生態(tài)效應(yīng)研 究還很匱乏。因此，本文以TCS和Cd為目標(biāo)污染物，選擇土壤呼吸、蔗糖酶和蛋白酶為指標(biāo)，通過室內(nèi)模擬試驗(yàn)研究?jī)烧邌我缓蛷?fù)合污染對(duì)上述3 種指標(biāo)的影響，試圖揭示土壤微生物活性和涉及碳、氮循環(huán)的酶活性對(duì)TCS和Cd單一及復(fù)合污染的響應(yīng)規(guī)律，為評(píng)價(jià)此 類新型復(fù)合污染的環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)提供重要的科學(xué)依據(jù)。

1　材料與方法

1.1　供試土壤

土壤樣品采自泰安市山東農(nóng)業(yè)大學(xué)南校區(qū)科技試驗(yàn)田，采樣時(shí)間為2015年3月24日。除去土壤表面的雜草、枯葉后，采用五點(diǎn)法采集0～20 cm表層土。取回后，去除石礫和植物殘?bào)w等雜物，完全混合，室溫 下風(fēng)干，過 2 mm篩，置于4℃冰箱 備用。土壤為棕壤，根據(jù)中國(guó)土壤系統(tǒng)分類命名為普通簡(jiǎn)育濕潤(rùn)淋溶土（Typic-Hapli-Udic Argosols）。土壤全氮、全磷和全鉀含量分別為0.73、7.38和1.54 g kg-1，堿解氮、有效磷和速效鉀含量分別為132.3、18.4和125.7 mg kg-1，pH為7.6，有機(jī)質(zhì)為17.6 g kg-1，黏粒（＜2 μm）、粉粒（50～2 μm）和砂粒（＞50 μm）含量分別為104、577和319 g kg-1。土壤中Cd含量為2.22 mg kg-1。

1.2　供試藥劑

TCS標(biāo)準(zhǔn)品（純度99.5%）購(gòu)自Sigma-Aldrich（美國(guó)），溶于丙酮，配成5 g L-1儲(chǔ)備液，置于4℃冰箱保存；Cd為分析純氯化鎘（CdCl2），其他試劑均為分析純。

1.3　試驗(yàn)設(shè)計(jì)

將上述處理好的土樣從冰箱中取出，置于25℃培養(yǎng)箱中避光預(yù)培養(yǎng)3 d。稱取預(yù)培養(yǎng)好的土壤樣品200g，向土樣分別加入稀釋至不同濃度的TCS和Cd溶液，充分混勻。為避免溶劑的不利 影響，將土壤樣品置于通風(fēng)櫥中2 h至丙酮溶劑揮發(fā)完全后繼續(xù)充分?jǐn)嚢杌靹颉⒖糡CS 與Cd的土壤微生態(tài)效應(yīng)文獻(xiàn)［12，24-26］，土樣中TCS最終濃度分別為0、1.0、10.0、50.0 mg kg-1干土，Cd的最終濃度為0、10.0 mg kg-1干土，復(fù)合污染處理組濃度（TCS/Cd）為1.0/ 10.0,10.0/10.0,50.0/10.0 mg kg-1干土。調(diào)節(jié)土壤含 水量為最大持水量的60%，置于培養(yǎng)箱中，25℃避光培養(yǎng)，每2～3天補(bǔ)充水分，使土樣含水量在整個(gè)實(shí)驗(yàn)期間保持恒定。培養(yǎng)后第7、14、28和56天分別取土樣測(cè)定土壤呼吸強(qiáng)度、蛋白酶和蔗糖酶活性，每處理設(shè)3個(gè)重復(fù)。

1.4　測(cè)定方法

土壤呼吸采用室內(nèi)密閉培養(yǎng)法［27］測(cè)定。蔗糖酶活性采用0.1 mol L-1的Na2S2O3滴定法測(cè)定，以1 g土壤37℃下培養(yǎng)24 h后所消耗的0.1 mol L-1Na2S2O3毫升數(shù)表示［28］。蛋白酶活性采用比色法測(cè)定，以24 h 后1 g 干土中酪氨酸的質(zhì)量表示，mg g-1d-1［28］。

1.5　數(shù)據(jù)分析

不同處理對(duì)土壤呼吸和酶活性的影響率用如下公式計(jì)算：式中，A為添加污染物時(shí)的土壤呼吸或酶活性；B為未添加污染物時(shí)的土壤呼吸或酶活性；正值表示刺激或激活，負(fù)值表示抑制。

計(jì)算TCS與Cd復(fù)合污染的作用模式是以概率為基礎(chǔ)［29］，該方程為：

式中，P(E)為抑制率理論預(yù)測(cè)值；PA為污染物A引起的抑制率；PB為污染物B引起的抑制率；假設(shè)P(T)為抑制率實(shí)際測(cè)定值。將P(T)與P(E)進(jìn)行差異顯著性分析，零假設(shè)是P(T)高于P(E)，若有顯著性差異則聯(lián)合作用模式是協(xié)同作用；若P(T)低于P(E)且有顯著性差異，則聯(lián)合作用模式是拮抗作用；若P(T)與P(E)間無顯著性差異，則聯(lián)合作用模式是加和效應(yīng)。

所有測(cè)定數(shù)據(jù)均用 Microsoft Excel 2007和SPSS17.0進(jìn)行計(jì)算和統(tǒng)計(jì)分析，以平均值±標(biāo)準(zhǔn)差的形式表示。

2　結(jié) 果

2.1　三氯生與鎘單一及復(fù)合污染對(duì)土壤呼吸的影響

TCS與Cd單一及復(fù)合污染對(duì)土壤呼吸影響的變化趨勢(shì)如圖1所示。兩者單一和復(fù)合脅迫下土壤呼吸活性均呈現(xiàn)先上升接著下降最后又上升的變化趨勢(shì)（圖1）。Cd（10.0 mg kg-1）單一脅迫時(shí)，培養(yǎng)7d對(duì)土壤呼吸有明顯的激活作用，激活率達(dá)18.52%，但14 d和28 d時(shí)轉(zhuǎn)為抑制作用，抑制率達(dá)10.12%和10.78%，56 d時(shí)又轉(zhuǎn)為激活作用，激活率為24.16%（圖1A），與對(duì)照相比有顯著差異（p＜0.05），表明10.0 mg kg-1的Cd僅是短暫抑制了土壤呼吸作用。TCS單一脅迫培養(yǎng)前期（7 d）對(duì)土壤呼吸表現(xiàn)為激活作用，不同濃度TCS的激活率分別為25.26%，27.98%和18.45%；隨著培養(yǎng)時(shí)間延長(zhǎng)，14 d和28 d時(shí)，土壤呼吸均被抑制；但56 d時(shí)，土壤呼吸又被顯著激活，激活率分別為41.84%、31.56%和21.41% (TCS1.0、TCS 10.0和TCS 50 mg kg-1) （圖1B），與TCS添加濃度顯著相關(guān)（p＜0.05）。不同濃度的TCS與Cd復(fù)合脅迫第7天時(shí)刺激了土壤呼吸活性，隨著TCS濃度增加，激活作用減弱；14 d和28 d時(shí)抑制了土壤呼吸，隨著TCS濃度增加，抑制作用也隨之減弱；實(shí)驗(yàn)最后（56 d）又轉(zhuǎn)為非常明顯的刺激作用（圖1C）。

2.2　三氯生與鎘單一及復(fù)合污染對(duì)土壤蛋白酶的影響

TCS與Cd單一及復(fù)合污染對(duì)土壤蛋白酶活性的影響如圖2所示。Cd單一脅迫在整個(gè)實(shí)驗(yàn)期間對(duì)土壤蛋白酶活性均有明顯的刺激作用，激活率在前14 d無明顯變化，28 d時(shí)顯著 降低，但56 d時(shí)顯著增加，達(dá)到最大值（94.5%）（圖2A）。不同濃度的TCS單一脅迫均刺激了蛋白酶活性，激活程度隨培養(yǎng)時(shí)間及濃度水平的變化而變化；56 d時(shí)激活效應(yīng)最強(qiáng)，1.0、10.0和50.0 mg kg-1濃度下分別達(dá)到31.8%、42.1%和68.2%，且與TCS添加濃度呈顯著正相關(guān)（p＜0.05）（圖2B），表明高濃度TCS強(qiáng)烈刺激了土壤蛋白酶活性。TCS與Cd復(fù)合脅迫仍對(duì)蛋白酶活性表現(xiàn)強(qiáng)烈的刺激作用，隨著培養(yǎng)時(shí)間延長(zhǎng)，激活率先降低后升高，56 d時(shí)達(dá)到最大，TCS/Cd 1.0/10.0、TCS/Cd 10.0/10.0和TCS/Cd 50.0/10.0mg kg-1時(shí)，激活率分別為98.0%、110.3%和102.7%（圖2C），但同一時(shí)間不同濃度的激活程度無顯著性差異（p＞0.05）。Cd的激活作用大于不同濃度（1.0、10.0和50.0 mg kg-1）TCS的效果，表明Cd在兩者的復(fù)合污染中起主要作用。

圖1　三氯生與鎘單一及復(fù)合污染對(duì)土壤呼吸的影響率Fig. 1 Influence ra tio of single-factor and combined pollution of triclosan and cadmium on soil respiration

圖2　三氯生與鎘單一及復(fù)合污染對(duì)土壤蛋白酶活性的影響率Fig. 2 Influence ratio of single-factor and combined pollution of triclosan and cadmium on soil protease

2.3　三氯生與鎘單一及復(fù)合污染對(duì)土壤蔗糖酶的影響

TCS與Cd單一及復(fù)合污染對(duì)蔗糖酶活性的影響如圖3所示。10.0 mg kg-1Cd單一脅迫下，蔗糖酶活性均被顯著抑制，14 d時(shí)抑制率達(dá)到最大值（81%），但不同培養(yǎng)時(shí)間的抑制率之間無顯著差異（p＞0.05）（圖3A）。TCS單一脅迫也顯著降低了蔗糖酶活性，抑制率隨培養(yǎng)時(shí)間和濃度的變化而變化（圖3B）：同一污染濃度下，隨培養(yǎng)時(shí)間的變化，56 d時(shí)各濃度的抑制率最小；相同培養(yǎng)時(shí)間時(shí)，TCS濃度越高抑制效應(yīng)越強(qiáng)，50.0 mg kg-1TCS在7 d、14 d、28 d和56 d的抑制率分別為58.34%、43.81%、62.86%和20.01%。TCS與Cd的復(fù)合污染脅迫在整個(gè)實(shí)驗(yàn)期間同樣顯著抑制了蔗糖酶活性，但抑制程度隨培養(yǎng)時(shí)間的延長(zhǎng)和濃度水平的不同變化不明顯（圖3C）：TCS/Cd 1.0/10.0 mg kg-1時(shí) ，抑制率為82.9%～89.6%，TCS/Cd 10.0/10.0 mg kg-1和TCS/Cd 50.0/10 .0 mg kg-1時(shí)抑制率稍有降低，分別為70. 7%～82.1%和71.6%～83.9%。整個(gè)實(shí)驗(yàn)期間Cd和TCS的復(fù)合污染對(duì)蔗糖酶的聯(lián)合效應(yīng)與Cd單一污染相比無顯著差異（p＞0.05），表明TCS和Cd復(fù)合作用下Cd的毒性效應(yīng)起決定作用。

圖3　三氯生與鎘單一及復(fù)合污染對(duì)土壤蔗糖酶活性的影響率Fig. 3 Influence ratio of single-factor and combined pollution of triclosan and cadmium on soil inverase

2.4　三氯生與鎘復(fù)合污染的聯(lián)合效應(yīng)

如圖4所示，不同濃度TCS和Cd 復(fù)合污染對(duì)土壤呼吸的聯(lián)合效應(yīng)中，7 d時(shí)P (E)大于P (T)，且差異均顯著，表明兩者的復(fù)合污染表現(xiàn)為拮抗作用，其聯(lián)合效應(yīng)不隨濃度的改變而改變。14 d和28 d時(shí)，復(fù)合污染聯(lián)合效應(yīng)中P (E)小于P (T)，除了TCS/Cd1.0/10.0時(shí)差異不顯著表現(xiàn)為加和作用外，其余結(jié)果差異均顯著，因此表現(xiàn)為協(xié)同作用。56 d時(shí)僅有TCS/Cd1.0/10.0的聯(lián)合效應(yīng)表現(xiàn)為明顯的拮抗作用，其他兩種劑量下均為加和作用。因此，TCS與Cd復(fù)合污染對(duì)土壤呼吸的聯(lián)合效應(yīng)作用模式隨著培養(yǎng)時(shí)間的變化而變化（圖4A）。

圖4　三氯生與鎘復(fù)合污染對(duì)土壤呼吸（A）、蛋白酶（B）和蔗糖酶（C）影響率的理論值與實(shí)測(cè)值比較Fig. 4 Comparison of theoretically predicted value with observed value of combined effects of TCS and Cd on soil respiration (A),protease (B) and invertase (C)

TCS與Cd復(fù)合污染對(duì)蛋白酶的聯(lián)合效應(yīng)中，培養(yǎng)7 d時(shí)P（E）小于P（T），且差異性顯著，均表現(xiàn)為協(xié)同作用。隨著培養(yǎng)時(shí)間延長(zhǎng)，僅有50.0 mg kg-1TCS和Cd 復(fù)合污染在14 d時(shí)以及10.0 mg kg-1TCS和Cd 復(fù)合污染在56 d時(shí)P（E）與P（T）差異顯著，分別表現(xiàn)為拮抗和協(xié)同作用，其他濃度和時(shí)間的復(fù)合污染P（E）與P（T）差異不顯著，表現(xiàn)為加和效應(yīng)。因此，TCS與Cd復(fù)合污染對(duì)土壤蛋白酶的聯(lián)合毒性效應(yīng)作用模式隨污染物濃度和培養(yǎng)時(shí)間的變化而變化（圖4B）。

TCS與Cd復(fù)合污染對(duì)土壤蔗糖酶的聯(lián)合毒性效應(yīng)中，僅有1.0 mg kg-1TCS和Cd復(fù)合污染在14 d、28 d和56 d時(shí)P（E）與P（T）差異不顯著，表現(xiàn)為加和作用，其他濃度和培養(yǎng)時(shí)間均表現(xiàn)為協(xié)同作用。因此，TCS與Cd復(fù)合污染對(duì)蔗糖酶的聯(lián)合效應(yīng)以協(xié)同作用為主（圖4C）。

3　討 論

本研究中Cd單一脅迫7 d土壤呼吸 增加，這與Lu等［24］的結(jié)果相同，這是因?yàn)閷?shí)驗(yàn)培養(yǎng)7 d時(shí)土壤可利用碳較多，Cd脅迫下微生物需要更多的能量生存，因此，僅有少部分碳被吸收而大部分碳被消耗為CO2導(dǎo)致土壤呼吸增加。隨后土壤呼吸下降，這與Usman［30］的結(jié)果一致，隨著培養(yǎng)時(shí)間延長(zhǎng)，土壤可利用碳量下降，同時(shí)，一部分微生物在Cd的毒性下被抑制或殺滅，因此，培養(yǎng)至中間時(shí)土壤呼吸持續(xù)下降；而培養(yǎng)結(jié)束時(shí)土壤呼吸再被激活，可能是因?yàn)槲⑸镌贑d脅迫下通過適應(yīng)和變異產(chǎn)生耐性菌種，該菌種對(duì)土壤呼吸促進(jìn)作用大于Cd對(duì)其他微生物呼吸的抑制作用，導(dǎo)致土壤整體呼吸強(qiáng)度升高；另一方面，被殺滅微生物的分解也會(huì)增加土壤呼吸［31］。TCS對(duì)土壤呼吸的影響已有部分研究，Waller和Kookana［9］研究發(fā)現(xiàn)，低濃度（1.0 mg kg-1）TCS對(duì)土壤呼吸無顯著影響，中濃度（10.0 mg kg-1）TCS僅在砂土中激活了土壤呼吸，高濃度（50.0 mg kg-1）TCS僅在黏土中抑制了土壤呼吸。Butler等［10］的研究同樣得到不同類型土壤（壤砂土、黏土和砂壤土）中TCS對(duì)土壤呼吸的影響差異較大：施用之初土壤呼吸在壤砂土中被顯著抑制，隨著濃度增加，抑制作用增強(qiáng)，但在黏土和砂壤土中10.0 mg kg-1TCS對(duì)土壤呼吸無顯著抑制作用，其他濃度的TCS明顯抑制了土壤呼吸。因此，土壤類型顯著影響TCS對(duì)土壤呼吸的脅迫效應(yīng)，如pH、黏粒含量和有機(jī)質(zhì)在土壤呼吸變化中分別起到1%、16%和15%的貢獻(xiàn)［10］。本研究所用的土壤與上述土壤性質(zhì)有明顯差異，導(dǎo)致TCS的生物有效性明顯不同，因此，研究結(jié)果有較大差異。此外，TCS既可作為微生物的碳源，同時(shí)又對(duì)微生物具有毒性作用［10］。本研究土壤呼吸在前期被激活，中期被抑制，56 d時(shí)又被激活，原因可能是培養(yǎng)7 d時(shí)TCS被微生物作為碳源加以利用，刺激了微生物活性，而未利用的TCS對(duì)微生物產(chǎn)生毒性作用從而導(dǎo)致了隨后的抑制效應(yīng)，56 d后TCS被部分降解，毒性降低，大部分微生物適應(yīng)了TCS脅迫之后能夠利用其作為碳源和能源生長(zhǎng)，從而增強(qiáng)呼吸作用。本研究復(fù)合污染對(duì)土壤呼吸的影響趨勢(shì)與TCS和Cd單一污染時(shí)的作用均遵循“激活—抑制—激活”規(guī)律，這與芘、Cd單一及復(fù)合污染脅迫下土壤呼吸先下降后上升的污染擴(kuò)散模式［32］相似。

蛋白酶參與土壤氨基酸、蛋白質(zhì)以及其他含蛋白質(zhì)氮有機(jī)化合物的轉(zhuǎn)化，是與氮循環(huán)密切相關(guān)的重要胞外酶，因此，探討污染物對(duì)土壤蛋白酶活性的生態(tài)效應(yīng)非常必要。本實(shí)驗(yàn)Cd脅迫促進(jìn)了蛋白酶活性增加，表明對(duì)Cd產(chǎn)生耐性的微生物生長(zhǎng)較快，其對(duì)蛋白酶的促進(jìn)作用大于Cd對(duì)蛋白酶的抑制作用，整體提高了酶活性。因此，Cd 污染土壤中可以富集培養(yǎng)并篩選分離出耐性菌屬，馴化培養(yǎng)后用于污染土壤的微生物修復(fù)［32］。不同濃度TCS單一脅迫均刺激了蛋白酶活性，可能是因?yàn)楸M管TCS具有廣譜的殺菌活性，但在0～50 mg kg-1時(shí)顯示出抑菌活性，在高濃度下才表現(xiàn)出殺菌活性。抑菌活性下的TCS仍可被耐性的微生物作為碳源和能源，促進(jìn)了蛋白酶活性增加［11］。TCS與Cd復(fù)合污染作用下，重金屬的存在抑制了TCS的降解［33］，TCS與重金屬的復(fù)合污染表現(xiàn)出協(xié)同作用，即增強(qiáng)了TCS或Cd單一污染下的激活效應(yīng)；且TCS與銅的復(fù)合污染增強(qiáng)了微生物的代謝活性，尤其是氮代謝作用，因此可能在一定程度上增強(qiáng)了蛋白酶的活性［11］。

蔗糖酶參與土壤碳素循環(huán)，是土壤中研究最多的酶之一。Cd單一脅迫下，蔗糖酶活性均被顯著抑制。原因可能是Cd 脅迫引起酶分子中的活性部位——巰基和含咪唑的配位結(jié)合，形成較穩(wěn)定的絡(luò)合物，產(chǎn)生了與底物的競(jìng)爭(zhēng)性抑制，最終導(dǎo)致酶活性下降［34］。TCS單一脅迫時(shí)，蔗糖酶活性也被顯著抑制，是由于TCS具有廣譜抗菌活性，通過模擬烯酰還原酶的天然基質(zhì)影響微生物脂肪酸合成路徑，導(dǎo)致對(duì)酶的不可逆抑制［35］。TCS與Cd復(fù)合污染抑制了土壤蔗糖酶活性，這與TCS與銅或鋅復(fù)合污染降低了硫酸酯酶和磷酸酶活性結(jié)果相同，原因可能是TCS與Cd的復(fù)合污染起協(xié)同作用，削弱了土壤碳素能量循環(huán)和營(yíng)養(yǎng)周轉(zhuǎn)率，影響了蔗糖酶活性。本研究表明，蔗糖酶活性對(duì)TCS與Cd單一及復(fù)合污染的敏感性最高，可作為兩者復(fù)合污染的生態(tài)評(píng)價(jià)指標(biāo)之一。

盡管TCS單一污染的生態(tài)效應(yīng)研究較多，但對(duì)TCS與重金屬?gòu)?fù)合污染的土壤生態(tài)效應(yīng)信息了解較少。復(fù)合污染的作用類型有協(xié)同、加和和拮抗三種，基于不同的作用方式預(yù)測(cè)復(fù)合脅迫類型的模型有多個(gè)［36］，本研究利用的模型基于這樣的假設(shè)：污染物對(duì)生物體是同時(shí)起作用的。TCS和Cd復(fù)合污染總體上以協(xié)同效應(yīng)為主，可能是因?yàn)橹亟饘俚拇嬖谝种屏薚CS降解，使得兩者的共存時(shí)間增加，兩者經(jīng)過6個(gè)月的復(fù)合作用對(duì)土壤酶活性仍具有協(xié)同效應(yīng)［33］。復(fù)合污染的聯(lián)合毒性效應(yīng)隨著TCS濃度變化而發(fā)生顯著變化，這是因?yàn)門CS作為抗菌劑在低濃度時(shí)具有抑菌活性，高濃度時(shí)才具有殺菌活性，因此，不同濃度下與Cd的復(fù)合脅迫效應(yīng)不同。此外，TCS易吸附在土壤有機(jī)質(zhì)中使其生物有效性下降［37］，因此，TCS和Cd復(fù)合污染的聯(lián)合效應(yīng)隨著培養(yǎng)時(shí)間的變化也發(fā)生顯著變化。

目前，土壤環(huán)境面臨的一個(gè)重要問題是抗菌劑或抗生素的過量使用導(dǎo)致耐藥細(xì)菌的產(chǎn)生［2］。研究表明，暴露在TCS中的土壤微生物會(huì)通過各種機(jī)制發(fā)展對(duì)TCS或其他藥物的抗性［38］。TCS單一或與Cd復(fù)合脅迫下土壤呼吸先被抑制后被激活了，表明部分存活的微生物群落發(fā)展了抗性。但在對(duì)土壤蛋白酶和蔗糖酶的生態(tài)效應(yīng)中，整個(gè)實(shí)驗(yàn)期間均被激活或抑制了，表明仍有部分微生物未表現(xiàn)對(duì)TCS的抗性，即50 mg kg-1的TCS并未對(duì)微生物產(chǎn)生明顯的選擇性壓力而導(dǎo)致敏感微生物被耐受微生物替代，且Cd的脅迫也未增加微生物對(duì)TCS的抗性。但是，不同土壤中TCS與銅/鋅的復(fù)合脅迫下微生物對(duì)TCS的抗性表現(xiàn)差異很大［11］，因此，不同濃度TCS單一或與Cd復(fù)合污染下微生物的抗性需要深入研究。

4　結(jié) 論

三氯生與Cd單一及復(fù)合污染對(duì)土壤呼吸呈現(xiàn)激活—抑制—激活的生態(tài)效應(yīng)；刺激了蛋白酶活性， 激活率先降低后升高，56 d時(shí)達(dá)到最大；整個(gè)實(shí)驗(yàn)期間均 抑制了蔗糖酶活性，Cd單一污染培養(yǎng)14 d抑制率達(dá)到最大值（81%），TCS單一脅迫呈現(xiàn)負(fù)的劑量效應(yīng)關(guān)系，兩者復(fù)合污染無顯著的劑量效應(yīng)關(guān)系。聯(lián)合效應(yīng)評(píng)價(jià)模型預(yù)測(cè)表明，相比TCS或Cd單一污染，兩者的復(fù)合脅 迫對(duì)土壤呼吸呈現(xiàn)隨時(shí)間變化的拮抗—協(xié)同—加和效應(yīng)，對(duì)土壤蛋白酶呈 現(xiàn)協(xié)同—加和—協(xié)同的聯(lián)合效應(yīng)，而對(duì)土壤蔗糖酶活性則主要為協(xié)同效應(yīng)。聯(lián)合效應(yīng)隨著TCS濃度的增加和培養(yǎng)時(shí)間的延長(zhǎng)而加劇或降低。

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