谷盼妮，王美娥，陳衛(wèi)平

1.中國科學(xué)院生態(tài)環(huán)境研究中心 城市與區(qū)域生態(tài)國家重點實驗室，北京 100085 2.中國科學(xué)院大學(xué)，北京 100039

環(huán)草隆與鎘復(fù)合污染對城市綠地重金屬污染土壤有機氮礦化量、基礎(chǔ)呼吸和土壤酶活性的影響

谷盼妮1,2，王美娥1,*，陳衛(wèi)平1

1.中國科學(xué)院生態(tài)環(huán)境研究中心 城市與區(qū)域生態(tài)國家重點實驗室，北京 100085 2.中國科學(xué)院大學(xué)，北京 100039

環(huán)草隆是北方城市應(yīng)用較為廣泛的一種草坪除草劑，重金屬鎘是土壤中常見的重要污染物，二者在土壤生態(tài)系統(tǒng)中存在聯(lián)合暴露的潛在風險。為了準確評價城市綠地土壤重金屬和農(nóng)藥復(fù)合污染的生態(tài)風險，選擇不同重金屬污染程度的土壤為研究對象，在室內(nèi)模擬條件下，探討了環(huán)草隆與鎘復(fù)合污染對土壤有機氮礦化量、基礎(chǔ)呼吸及土壤酶活性的影響。研究發(fā)現(xiàn)：環(huán)草隆與鎘復(fù)合污染對各試驗指標的影響均達到極顯著水平(P<0.01)；與鎘復(fù)合污染能明顯改變環(huán)草隆的微生物毒性效應(yīng)，并且Cd對環(huán)草隆毒性效應(yīng)的影響與二者濃度配比有很大關(guān)系，Cd濃度由1 mg·kg-1升高到10 mg·kg-1，環(huán)草隆濃度與樣點G土壤有機氮礦化量變化率的線性關(guān)系由正相關(guān)變?yōu)樨撓嚓P(guān)；復(fù)合污染下，根據(jù)劑量-效應(yīng)關(guān)系計算的EC50值27.6～848 mg·kg-1，遠遠高于環(huán)草隆草坪建議施用量(3.33 mg·kg-1)；土壤中環(huán)草隆與鎘復(fù)合污染的聯(lián)合毒性效應(yīng)受土壤理化性質(zhì)及重金屬含量影響較大，另外，二者復(fù)合效應(yīng)也會隨污染物濃度及試驗指標的不同而不同。以上研究結(jié)果能夠為城市土壤重金屬和除草劑復(fù)合污染生態(tài)風險評價提供基礎(chǔ)數(shù)據(jù)和技術(shù)方法。

環(huán)草隆；鎘；城市土壤；氮礦化；基礎(chǔ)呼吸；土壤酶；劑量-效應(yīng)關(guān)系

城市土壤是城市生態(tài)系統(tǒng)的主要組成部分，也是城市化的主要風險受體。隨著城市化高度發(fā)展，城市土壤重金屬污染與綠化農(nóng)藥污染越來越嚴重[1-4]。城市土壤重金屬污染的主要來源有工業(yè)生產(chǎn)污染源、交通運輸污染源、日常生活污染源、城市堆放的廢棄物以及原土壤母質(zhì)的輸入。Chen等[5]對北京市30個公園的土壤重金屬含量的調(diào)查結(jié)果發(fā)現(xiàn)市中心公園以及建成歷史幾百年的公園土壤中Cu與Pb含量較高。

環(huán)草隆是北方城市應(yīng)用較為廣泛的一種冷季型草坪播后苗前最優(yōu)秀的草坪除草劑，制劑為50%可濕性粉劑，對草坪種子的萌發(fā)無不良影響，可以有效地控制狗尾草、止血馬唐、毛雀麥和稗草。至今為止國內(nèi)外學(xué)者對環(huán)草隆的研究大多關(guān)注其除草效果，任向輝和王運兵[6]研究了環(huán)草隆、甲嘧磺隆和世瑪3種草坪除草劑對黑麥草草坪雜草防除的效果，結(jié)果表明，環(huán)草隆在黑麥草草坪雜草防除中最有應(yīng)用價值。而Willis等[7]與McElroy和Breeden[8]的研究則表明，環(huán)草隆對高羊茅草坪雜草防除效果不理想，不能有效防治闊葉雜草。此外，有關(guān)環(huán)草隆對水環(huán)境的生態(tài)風險的研究也有涉及，Kong等[9]對天津市20個地表水樣的監(jiān)測發(fā)現(xiàn)，20個水樣均含有環(huán)草隆。早期的研究結(jié)果表明，環(huán)草隆淋溶較少，較多累積于表層土壤，生物降解速率中等，對一些土壤細菌如Azotobacter sp.及Chlorella vulgaris的生長具有抑制作用[10-11]。而關(guān)于環(huán)草隆的其他生態(tài)效應(yīng)和環(huán)境行為如對土壤微生物的毒性效應(yīng)的報道相對較少。

土壤是所有環(huán)境污染物的源和匯，是一個多種污染物同時存在的復(fù)合污染系統(tǒng)，因此，土壤復(fù)合污染聯(lián)合生態(tài)毒性效應(yīng)研究長期以來備受關(guān)注[12-16]。目前，應(yīng)用模型定量評估復(fù)合污染聯(lián)合毒性效應(yīng)的研究較多[17]，應(yīng)用最多的2類評估模型分別是濃度加合模型與獨立作用模型。此外，還有毒性單元模型及其衍生模型毒性指數(shù)模型。關(guān)于這些模型的數(shù)據(jù)基礎(chǔ)都是室內(nèi)微宇宙毒性效應(yīng)實驗結(jié)果，這些模型在野外實際場地的適用性很難驗證。另一方面，采用野外復(fù)合污染場地土壤，即基于基質(zhì)而非基于化學(xué)物質(zhì)的復(fù)合污染聯(lián)合毒性效應(yīng)研究也頗受關(guān)注[18-20]，在他們的研究中，研究土壤為離點源距離不同、土壤重金屬濃度呈梯度變化的重金屬復(fù)合污染土壤，并通過土壤微生物生態(tài)功能參數(shù)來表征復(fù)合污染的生態(tài)毒理效應(yīng)。其中，滕應(yīng)等[19]通過統(tǒng)計分析對實際污染土壤中4種重金屬復(fù)合污染對土壤酶動力學(xué)的聯(lián)合生態(tài)效應(yīng)進行了相對定量的評估。由于以上研究都以重金屬濃度較高污染場地土壤為研究對象，所獲得的樣品中重金屬濃度梯度變化較為明顯，因此，在沒有實驗室模擬輔助的情況也可以得出較好的定量結(jié)果。然而，對于污染物濃度本身比較低而且變化范圍相對較小的城市土壤，直接應(yīng)用野外實際污染土壤進行聯(lián)合生態(tài)效應(yīng)的評估困難較大。此外，野外實際污染土壤中產(chǎn)生的生態(tài)效應(yīng)會因為干擾因素過多而掩蓋了污染物生態(tài)效應(yīng)的產(chǎn)生機制，而實驗室模擬試驗中由于控制條件，往往較容易對復(fù)合效應(yīng)產(chǎn)生機制進行研究[21]。因此，還需要以實驗室研究結(jié)果為指導(dǎo)，通過一定的數(shù)學(xué)方法使實驗室結(jié)果與野外調(diào)查結(jié)果相結(jié)合，最后達到野外土壤復(fù)合污染聯(lián)合生態(tài)效應(yīng)的評估。

在結(jié)果計算中，為更直觀表示污染物毒性效應(yīng)，土壤污染毒性效應(yīng)研究引入了變化率(處理組相對于對照組的變化情況)這一無量綱變量來表征污染物處理對測試指標造成的影響。目前，這一數(shù)據(jù)處理方式在土壤污染毒性效應(yīng)中已有很多應(yīng)用。律澤等[15]在佳樂麝香與鎘復(fù)合污染對放線菌數(shù)量的影響研究中，用放線菌數(shù)量抑制率對實驗結(jié)果作了直觀展示。張慧等[22]對鎘與芘復(fù)合污染的研究中也用了抑制率來表示二者對土壤酶活與微生物量的影響。傅麗君等[23]對鎘、銅、鉛復(fù)合污染的研究中同樣應(yīng)用了抑制(激活)率來表示土壤微生物受到的影響。此外，將變化率這一變量應(yīng)用到污染物的劑量-效應(yīng)關(guān)系研究中也會使得EC值的計算更加簡便。

有研究發(fā)現(xiàn)，土壤中有機污染物與重金屬復(fù)合污染對生物的聯(lián)合毒性效應(yīng)隨著污染物濃度的變化以及培養(yǎng)時間的不同而不同[24]，從而導(dǎo)致污染物的EC50值也隨之發(fā)生變化。因此，本文選取污染程度不同的實際土壤，采用土壤微宇宙試驗方法，通過添加不同濃度環(huán)草隆和重金屬Cd，研究兩者單一及復(fù)合污染對土壤微生物活性及土壤酶活等方面的影響，以確定鎘的加入對環(huán)草隆毒性效應(yīng)的影響以及EC50值的變化情況，從而為預(yù)測重金屬鎘對環(huán)草隆草坪應(yīng)用的影響，及準確定量污染物劑量與土壤生態(tài)功能效應(yīng)之間的相關(guān)關(guān)系，同時也為城市土壤復(fù)合污染的生態(tài)風險評價提供理論基礎(chǔ)和數(shù)據(jù)支持。

1 材料與方法(Materials and methods)

1.1 儀器與試劑

儀器：激光粒度儀 Malvem Master Sizer 2000(Malvem Co.,England)，Elementar Vario EL Ⅲ (Hanau Germany)，紫外分光光度計(UV-1700)，多功能酶標儀(SPECTRA max 190)。

試劑：環(huán)草隆，50%可濕性粉劑；重金屬含量測定所用試劑為國產(chǎn)優(yōu)級純試劑；其他步驟所用試劑為國產(chǎn)分析純試劑。

1.2 供試土壤

土壤取自北京市南館公園，采用五點混合采樣法采取0～20 cm表層土壤，選取不同重金屬污染程度的3個樣點N、D、G分別采樣。土樣去除石塊及植物根系后，過2 mm篩，一部分新鮮土壤樣品裝入無菌自封袋置于4 ℃冰箱保存，用于培養(yǎng)，供各試驗指標分析； 一部分土壤樣品風干，用于土壤理化性質(zhì)分析。各樣點土壤重金屬含量及理化性質(zhì)見表1。根據(jù)Hakanson指數(shù)法[25]，樣點N、D和G土壤重金屬綜合污染指數(shù)分別為8.89、17.2和57.8。

1.3 試驗方法

1.3.1 試驗設(shè)計及土壤處理

本試驗采用土壤微宇宙試驗，研究了環(huán)草隆與鎘復(fù)合污染對土壤微生物及酶活性的影響。具體操作如下：

稱取250 g干土當量的新鮮土壤于500 mL三角瓶中，調(diào)節(jié)土壤含水量至田間持水量60%，覆蓋無菌封口膜，防止水分過量蒸發(fā)，置于25 ℃恒溫培養(yǎng)箱中避光培養(yǎng)15 d。預(yù)培養(yǎng)結(jié)束后，采用土壤染毒法對土壤進行染毒。

正式試驗之前，為確定環(huán)草隆添加濃度，對環(huán)草隆的微生物毒性效應(yīng)隨培養(yǎng)時間的變化做了預(yù)實驗。根據(jù)預(yù)實驗結(jié)果，在培養(yǎng)第7天，3～30 mg·kg-1濃度范圍內(nèi)，環(huán)草隆與試驗指標的劑量-效應(yīng)關(guān)系最明顯，因此本實驗將培養(yǎng)時間定為7 d，環(huán)草隆濃度梯度在0～50 mg·kg-1范圍內(nèi)設(shè)定。本試驗采用二因素分別為5水平(環(huán)草隆濃度分別為0，5，10，20，50 mg·kg-1)和3水平(鎘濃度分別為0，1，10 mg·kg-1)的完全組合試驗方案設(shè)計，共計15個處理。具體添加措施見表2。

環(huán)草隆污染土樣添加方法：稱取適量環(huán)草隆溶解于蒸餾水中，配制成1 000 mg·L-1的環(huán)草隆溶液。取適量上述溶液添加到供試土壤中混合均勻，使得環(huán)草隆濃度分別為5、10、20、50 mg·kg-1，即得5、10、20、50 mg·kg-1環(huán)草隆污染土樣。

鎘污染土樣添加方法：將Cd(Ac)2·2H2O配制成500 mg·L-1水溶液，取適量上述溶液添加到供試土壤中混合均勻，使得鎘濃度分別為1、10 mg·kg-1，即得1、10mg·kg-1鎘污染土樣。環(huán)草隆與鎘復(fù)合污染土樣采用上述相同方法配制。

添加污染物后，反復(fù)攪拌，充分混合，使污染物在土壤中分布均勻。將土壤含水量調(diào)至田間持水量60%，覆蓋無菌封口膜，防止水分過量蒸發(fā)，置于25 ℃恒溫培養(yǎng)箱中避光培養(yǎng)。每隔2～3 d用稱重法調(diào)節(jié)土壤含水量，于培養(yǎng)第7天取樣測定。將其中一部分土壤風干，用于土壤脲酶、芳基硫酸酯酶、蔗糖酶和堿性磷酸酶活性測定，其余新鮮土壤用于土壤有機氮礦化量、基礎(chǔ)呼吸的測定，每處理重復(fù)3次。

表1 供試土壤基本理化性質(zhì)及重金屬含量Table 1 Basic physicochemical properties and heavy metal contents of the tested soils

表2 各處理環(huán)草隆與Cd2+添加濃度Table 2 Concentrations of siduron and Cd2+ in each treatment

1.3.2 測定方法

土壤理化性質(zhì)的測定：土壤質(zhì)地劃分為粘粒、粉粒、砂粒，0.5 mol·L-1NaPO3處理后，用激光衍射系統(tǒng)Malvern Master Sizer 2000(Malvern Co.,England)測定。測定pH的土水比為1:5，土樣與去離子水充分混勻，靜置30 min后測定。土壤有機碳的測定選用鹽酸處理法[26]，預(yù)處理后，使用元素分析儀Elementar Vario ELⅢ(Hanau Germany)測定有機碳含量。

土壤重金屬含量的測定：取過100目的土壤樣品0.25 g，用土壤環(huán)境監(jiān)測技術(shù)規(guī)范(HJ/T 166-2004)中的HCL-HNO3-HF-HCLO4法消解土壤，消解產(chǎn)物加1～3滴1:1鹽酸，用超純水定容至50 mL，用石墨爐原子吸收分光光度計測定Cd含量，用ICP-MS測定Cu、Pb和Zn含量。

土壤酶活性測定：脲酶活性測定采用苯酚鈉-次氯酸鈉比色法[27]；芳基硫酸酯酶活性的測定選用氫氧化鈉-氯化鈣比色法[28]；蔗糖酶活性測定采用3,5-二硝基水楊酸比色法[29]；堿性磷酸酶活性測定采用磷酸苯二鈉比色法[30]。

土壤有機氮礦化量采用厭氣培養(yǎng)法測定[31]。

土壤基礎(chǔ)呼吸采用密閉堿液吸收法測定[32]。

1.3.3 結(jié)果計算

土壤微生物及土壤酶活各指標變化率采用如下公式計算：

R=(b-a)/a×100%

式中：R為變化率(%)，正值表示激活作用，負值表示抑制作用；a為對照組測定值；b為T1～T14處理組測定值。

環(huán)草隆與鎘復(fù)合污染聯(lián)合作用模式計算公式如下：

P(E)=P1+P2

式中：P(E)為理論預(yù)測變化率；P1為污染物A引起的變化率；P2為污染物B引起的變化率。若實測值P(T)>理論值P(E)，則其聯(lián)合作用模式為協(xié)同作用，若實測值P(T)<理論值P(E)，則其聯(lián)合作用模式為拮抗作用。

1.3.4 實驗數(shù)據(jù)分析

原始數(shù)據(jù)采用Excel進行初步計算及整理。用DPS 7.05軟件多因素方差分析中的Turkey多重比較檢驗不同處理間結(jié)果差異顯著性，統(tǒng)計顯著性。用SPSS 18.0軟件進行回歸擬合分析，將變化率與環(huán)草隆濃度進行回歸分析并計算對應(yīng)的EC50值。用Sigmaplot 12.5軟件作圖。

2 結(jié)果及分析(Results and analysis)

2.1 環(huán)草隆單一及與鎘復(fù)合污染下各樣點土壤試驗指標變化率的方差分析

方差分析結(jié)果表明(表3)，環(huán)草隆、鎘單一污染及二者復(fù)合污染對各試驗指標的影響均達到極顯著水平(P<0.01)，并且變化率在不同樣點土壤之間變化也非常明顯(P<0.01)。

表3 環(huán)草隆與鎘單一及復(fù)合污染下不同樣點土壤試驗指標變化率方差分析Table 3 Variance analysis of experimental index change rate under single and combined treatment of siduron and cadmium in different soils

注：**P<0.01。

Note: **P<0.01.

2.2 環(huán)草隆與鎘復(fù)合污染對土壤有機氮礦化量的影響

方差分析結(jié)果表明(表3)，環(huán)草隆、鎘單一污染及二者復(fù)合污染對土壤有機氮礦化量的影響均達到極顯著水平(P<0.01)，并且有機氮礦化量變化率在不同樣點土壤之間變化也非常明顯(P<0.01)。

環(huán)草隆單一及與鎘復(fù)合污染下，隨環(huán)草隆濃度升高，土壤有機氮礦化量變化率的變化情況見圖1。由圖中可以看出，隨環(huán)草隆濃度升高，除與10 mg·kg-1Cd復(fù)合污染下，樣點G土壤有機氮礦化量變化率降低外，環(huán)草隆單一及與不同濃度Cd復(fù)合污染下，各樣點土壤有機氮礦化量變化率整體均有不同程度升高。單一污染下，樣點N土壤有機氮礦化量變化率隨環(huán)草隆濃度升高持續(xù)升高，由-38%升高到30%，樣點D土壤有機氮礦化量變化率在環(huán)草隆濃度20 mg·kg-1降低的基礎(chǔ)上增高，由-41%升高到40%，而樣點G土壤有機氮礦化量變化率則是在環(huán)草隆濃度10 mg·kg-1降低的基礎(chǔ)上增高，由3.5%升高到5.8%；與1 mg·kg-1Cd復(fù)合污染下，樣點N土壤有機氮礦化量變化率隨環(huán)草隆濃度增高在環(huán)草隆濃度20 mg·kg-1降低的基礎(chǔ)上升高，由20%升高到40%，樣點D土壤有機氮礦化量變化率則是在環(huán)草隆濃度10 mg·kg-1降低的基礎(chǔ)上增高，由25%升高到100%，樣點G土壤有機氮礦化量變化率隨環(huán)草隆濃度升高持續(xù)升高，由3.8%升高到6%；與10 mg·kg-1Cd復(fù)合污染下，樣點N土壤有機氮礦化量變化率隨環(huán)草隆濃度升高，在環(huán)草隆濃度10 mg·kg-1降低的基礎(chǔ)上增高，由30%升高到105%，樣點D土壤有機氮礦化量變化率的變化趨勢與1 mg·kg-1Cd復(fù)合污染時樣點D的變化趨勢類似，也是在環(huán)草隆濃度10 mg·kg-1降低的基礎(chǔ)上増高，由18%升高到40%，樣點G土壤有機氮礦化量變化率則隨環(huán)草隆濃度升高持續(xù)降低，由12%降低到-3%。

環(huán)草隆單一及與鎘復(fù)合污染下，對土壤有機氮礦化量變化率與環(huán)草隆濃度進行回歸擬合，將回歸系數(shù)達到顯著水平(P<0.05)且擬合效果最好的方程列出，見表4。由表4可以看出，單一污染下樣點N土壤有機氮礦化量變化率、與1 mg·kg-1Cd復(fù)合污染下樣點D和G土壤有機氮礦化量變化率、與10 mg·kg-1Cd復(fù)合污染下樣點G土壤有機氮礦化量變化率與環(huán)草隆濃度劑量-效應(yīng)關(guān)系呈線性關(guān)系，且環(huán)草隆單一污染及與1 mg·kg-1Cd 復(fù)合污染下呈正相關(guān)關(guān)系，環(huán)草隆起激活作用，與10 mg·kg-1Cd復(fù)合污染下呈負相關(guān)關(guān)系，環(huán)草隆起抑制作用。根據(jù)劑量-效應(yīng)關(guān)系，計算出環(huán)草隆單一及與鎘復(fù)合污染的土壤有機氮礦化量50%變化率(EC50)值如表4所示。不論是EC50激活值還是抑制值，都遠遠高于環(huán)草隆草坪建議施用量(3.33 mg·kg-1)，因此，不論是單一污染還是與鎘復(fù)合污染，環(huán)草隆對相應(yīng)樣點土壤有機氮礦化量的影響均較小。其中，Cd濃度由1 mg·kg-1升高到10 mg·kg-1，環(huán)草隆與樣點G土壤有機氮礦化量變化率的線性關(guān)系由正相關(guān)變?yōu)樨撓嚓P(guān)，由此可見，Cd對環(huán)草隆毒性效應(yīng)的影響與二者濃度配比有很大關(guān)系。

圖1 環(huán)草隆單一及與鎘復(fù)合污染對土壤有機氮礦化量的影響

在不同濃度環(huán)草隆與鎘復(fù)合污染下，土壤有機氮礦化量變化率理論值與實測值比較見圖2。從圖中可以看出，環(huán)草隆濃度5～50 mg·kg-1范圍內(nèi)，與1 mg·kg-1Cd復(fù)合污染下，環(huán)草隆濃度20 mg·kg-1處理的樣點N土壤與10 mg·kg-1濃度處理的樣點D土壤有機氮礦化量變化率理論值P(E)>實測值P(T)，環(huán)草隆與鎘呈拮抗效應(yīng)，其他濃度下均呈協(xié)同效應(yīng)，而環(huán)草隆濃度5～50 mg·kg-1范圍內(nèi)，樣點G土壤有機氮礦化量變化率理論值P(E)<實測值P(T),均表現(xiàn)協(xié)同效應(yīng)；與10 mg·kg-1Cd復(fù)合污染下，環(huán)草隆濃度10、20 mg·kg-1處理的樣點N土壤，10、50 mg·kg-1濃度處理的樣點D土壤與50 mg·kg-1濃度處理的樣點G土壤有機氮礦化量變化率理論值P(E)>實測值P(T)，環(huán)草隆與鎘呈拮抗效應(yīng)，其他濃度下均呈協(xié)同效應(yīng)。

由上可知，樣點N土壤有機氮礦化量在環(huán)草隆濃度10 mg·kg-1，鎘濃度由1 mg·kg-1增加到10 mg·kg-1時，聯(lián)合作用由協(xié)同作用變?yōu)檗卓棺饔?，可見隨鎘濃度升高，其對環(huán)草隆的毒性效應(yīng)有一定緩解作用，同樣，對環(huán)草隆濃度50 mg·kg-1下的樣點D和G土壤，鎘也有相同效應(yīng)。

表4 環(huán)草隆單一及與鎘復(fù)合污染下土壤有機氮礦化量變化率與環(huán)草隆濃度的劑量-效應(yīng)關(guān)系Table 4 Dose-effect relationship of the change rate of soil organic nitrogen mineralization and siduron concentrations under single and combined treatment of siduron and Cd

2.3 環(huán)草隆與鎘復(fù)合污染對土壤基礎(chǔ)呼吸的影響

方差分析結(jié)果表明(表3)，環(huán)草隆、鎘單一污染及二者復(fù)合污染對土壤基礎(chǔ)呼吸的影響均達到極顯著水平(P<0.01)，并且土壤基礎(chǔ)呼吸變化率在不同樣點土壤之間變化也非常明顯(P<0.01)。

環(huán)草隆單一及與鎘復(fù)合污染下，隨環(huán)草隆濃度升高，對土壤基礎(chǔ)呼吸的影響比較結(jié)果見圖3。由圖中可以看出，在環(huán)草隆濃度5～50 mg·kg-1范圍內(nèi)，單一污染下，隨環(huán)草隆濃度升高，樣點N和D土壤基礎(chǔ)呼吸變化率在環(huán)草隆濃度20 mg·kg-1降低的基礎(chǔ)上増高，分別由0%升高到115%、由-45%升高到-40%，而樣點G土壤基礎(chǔ)呼吸變化率則是在在環(huán)草隆濃度10、50 mg·kg-1升高的基礎(chǔ)上降低，從90%降低到40%；與1 mg·kg-1Cd復(fù)合污染下，樣點N土壤基礎(chǔ)呼吸變化率在環(huán)草隆濃度10、50 mg·kg-1降低的基礎(chǔ)上増高，從-10%升高到-5%，而樣點D土壤基礎(chǔ)呼吸變化率則是在環(huán)草隆濃度20 mg·kg-1升高的基礎(chǔ)上降低，從30%降低到-5%，樣點G土壤基礎(chǔ)呼吸變化率隨環(huán)草隆濃度升高持續(xù)降低，從36%降低到-25%；與10 mg·kg-1Cd復(fù)合污染下，樣點N土壤基礎(chǔ)呼吸變化率在環(huán)草隆濃度20、50 mg·kg-1升高的基礎(chǔ)上降低，從20%降低到-10%，而樣點D和G土壤基礎(chǔ)呼吸變化率則是在環(huán)草隆濃度50 mg·kg-1升高的基礎(chǔ)上降低，分別從100%降低到30%、從15%降低到5%。

環(huán)草隆單一及與鎘復(fù)合污染下，對土壤基礎(chǔ)呼吸變化率與環(huán)草隆濃度進行回歸擬合，回歸系數(shù)未達到顯著水平(P<0.05)，因此，環(huán)草隆與土壤基礎(chǔ)呼吸變化率劑量-效應(yīng)關(guān)系不顯著。

不同濃度環(huán)草隆與鎘復(fù)合污染下，土壤基礎(chǔ)呼吸變化率理論值與實測值比較見圖4。從圖中可以看出，環(huán)草隆濃度5～50 mg·kg-1范圍內(nèi)，與1 mg·kg-1Cd復(fù)合污染下，樣點N土壤基礎(chǔ)呼吸變化率理論值P(E)>實測值P(T)，呈拮抗效應(yīng)，樣點D土壤基礎(chǔ)呼吸變化率在環(huán)草隆濃度10 mg·kg-1時，理論值P(E)>實測值P(T)，表現(xiàn)拮抗效應(yīng)，其他濃度表現(xiàn)協(xié)同效應(yīng)，樣點G土壤基礎(chǔ)呼吸變化率在環(huán)草隆濃度20 mg·kg-1時，理論值P(E)<實測值P(T)，表現(xiàn)協(xié)同效應(yīng)，其他濃度表現(xiàn)拮抗效應(yīng)；與10 mg·kg-1Cd復(fù)合污染下，樣點N土壤基礎(chǔ)呼吸變化率在環(huán)草隆濃度5 mg·kg-1時，理論值P(E)<實測值P(T)，表現(xiàn)協(xié)同效應(yīng)，其他濃度表現(xiàn)拮抗效應(yīng)，樣點D土壤基礎(chǔ)呼吸變化率在環(huán)草隆濃度10 mg·kg-1時，理論值P(E)>實測值P(T)，表現(xiàn)拮抗效應(yīng)，其他濃度表現(xiàn)協(xié)同效應(yīng)，樣點G土壤基礎(chǔ)呼吸變化率在環(huán)草隆濃度20 mg·kg-1時，理論值P(E)<實測值P(T)，表現(xiàn)協(xié)同效應(yīng)，其他濃度表現(xiàn)拮抗效應(yīng)。

由上可知，在環(huán)草隆濃度5 mg·kg-1，鎘濃度由1 mg·kg-1升高到10 mg·kg-1時，聯(lián)合作用在樣點N土壤由拮抗變?yōu)閰f(xié)同，即隨鎘濃度升高，其加強了環(huán)草隆對樣點N土壤基礎(chǔ)呼吸的毒性效應(yīng)。而環(huán)草隆與鎘對樣點D和G土壤基礎(chǔ)呼吸的聯(lián)合作用沒有隨鎘濃度的升高而發(fā)生變化。

圖2 環(huán)草隆與Cd復(fù)合污染的土壤有機氮礦化量變化率理論值與實測值比較

2.4 環(huán)草隆與鎘復(fù)合污染對土壤脲酶活性的影響

方差分析結(jié)果表明(表3)，環(huán)草隆、鎘單一污染及二者復(fù)合污染對土壤脲酶活性的影響均達到極顯著水平(P<0.01)，并且土壤脲酶活性變化率在不同樣點土壤之間變化也非常明顯(P<0.01)。

環(huán)草隆單一及與鎘復(fù)合污染下，隨環(huán)草隆濃度升高，對土壤脲酶活性變化率的影響見圖5。由圖中可以看出，環(huán)草隆濃度5～50 mg·kg-1范圍內(nèi)，單一污染下，樣點N土壤脲酶活性變化率隨環(huán)草隆濃度升高持續(xù)升高，從-2.5%升高到4%，而樣點D和G土壤脲酶活性變化率在環(huán)草隆濃度10、20 mg·kg-1波動的基礎(chǔ)上，最終恢復(fù)到初始變化率；與1 mg·kg-1Cd復(fù)合污染下，樣點N土壤脲酶活性變化率隨環(huán)草隆濃度升高持續(xù)升高，由-21%升高到11%。樣點D土壤脲酶活性變化率在環(huán)草隆濃度20 mg·kg-1升高的基礎(chǔ)上降低，由-5%降低到-18%，樣點G土壤脲酶活性變化率在環(huán)草隆濃度10、50 mg·kg-1升高的基礎(chǔ)上降低，由2.2%降低到1%；與10 mg·kg-1Cd復(fù)合污染下，樣點N土壤脲酶活性變化率在環(huán)草隆濃度10 mg·kg-1升高的基礎(chǔ)上降低，由-8%降低到-25%，而樣點G土壤脲酶活性變化率在環(huán)草隆濃度50 mg·kg-1降低的基礎(chǔ)上升高，由-7%升高到1.5%，樣點D土壤脲酶活性變化率隨環(huán)草隆濃度升高而降低，由-20%降低到-25%。

圖3 環(huán)草隆單一及與鎘復(fù)合污染對土壤基礎(chǔ)呼吸的影響

環(huán)草隆單一及與鎘復(fù)合污染下，對土壤脲酶活性變化率與環(huán)草隆濃度進行回歸擬合，將回歸系數(shù)達到顯著水平(P<0.05)且擬合效果最好的方程列出，見表5。由表5可以看出，與1 mg·kg-1Cd復(fù)合污染下，樣點N土壤脲酶活性變化率與環(huán)草隆濃度劑量-效應(yīng)關(guān)系呈線性關(guān)系，且呈正相關(guān)關(guān)系，環(huán)草隆起激活作用。根據(jù)劑量-效應(yīng)關(guān)系，計算出環(huán)草隆與1 mg·kg-1Cd復(fù)合污染的土壤脲酶活性50%變化率(EC50)值如表5所示。EC50值335 mg·kg-1遠遠高于環(huán)草隆草坪建議施用量(3.33 mg·kg-1)，因此，與1mg·kg-1Cd復(fù)合污染下，環(huán)草隆對樣點N土壤脲酶活性影響較小。

圖4 環(huán)草隆與Cd復(fù)合污染對土壤基礎(chǔ)呼吸變化率理論值與實測值比較

不同濃度環(huán)草隆與鎘復(fù)合污染下，土壤脲酶活性變化率理論值與實測值比較見圖6。從圖中可以看出，環(huán)草隆濃度5～50 mg·kg-1范圍內(nèi)，與1 mg·kg-1Cd復(fù)合污染下，樣點N土壤脲酶活性變化率理論值P(E)>實測值P(T)，表現(xiàn)拮抗效應(yīng)，樣點G土壤脲酶活性變化率理論值P(E)<實測值P(T)，表現(xiàn)協(xié)同效應(yīng)，樣點D土壤脲酶活性變化率在環(huán)草隆濃度5 mg·kg-1時，理論值P(E)<實測值P(T)，表現(xiàn)協(xié)同效應(yīng)，其他濃度呈拮抗效應(yīng)；與10 mg·kg-1Cd復(fù)合污染下，樣點D土壤脲酶活性變化率理論值P(E)>實測值P(T)，表現(xiàn)拮抗效應(yīng)，樣點N土壤脲酶活性變化率在環(huán)草隆濃度50 mg·kg-1時，理論值P(E)>實測值P(T)，呈拮抗效應(yīng)，其他濃度呈協(xié)同效應(yīng)，樣點G土壤脲酶活性變化率在環(huán)草隆濃度5、10 mg·kg-1時，理論值P(E)>實測值P(T)，呈拮抗效應(yīng)，在環(huán)草隆濃度20、50 mg·kg-1時，理論值P(E)<實測值P(T)，呈協(xié)同效應(yīng)。

圖5 環(huán)草隆單一及與鎘復(fù)合污染對土壤脲酶活性的影響

表5 環(huán)草隆單一及與鎘復(fù)合污染下土壤脲酶活性變化率與環(huán)草隆濃度的劑量-效應(yīng)關(guān)系Table 5 Dose-effect relationship of the change rate of soil urease activities and siduron concentrations under single and combined treatment of siduron and Cd

圖6 環(huán)草隆與Cd復(fù)合污染對土壤脲酶活性變化率理論值與實測值比較

由上可知，環(huán)草隆5、10和20 mg·kg-1濃度處理下，隨鎘濃度由1 mg·kg-1上升到10 mg·kg-1，二者對樣點N土壤脲酶活性的聯(lián)合作用由拮抗變?yōu)閰f(xié)同，環(huán)草隆毒性效應(yīng)被增強，而對于5 mg·kg-1濃度處理的樣點D土壤和5、10 mg·kg-1濃度處理的樣點G土壤，環(huán)草隆毒性作用則隨鎘濃度升高被減弱。

2.5 環(huán)草隆與鎘復(fù)合污染對土壤芳基硫酸酯酶活性的影響

方差分析結(jié)果表明(表3)，環(huán)草隆、鎘單一污染及二者復(fù)合污染對土壤芳基硫酸酯酶活性的影響均達到極顯著水平(P<0.01)，并且土壤芳基硫酸酯酶活性變化率在不同樣點土壤之間變化也非常明顯(P<0.01)。

環(huán)草隆單一及與鎘復(fù)合污染下，隨環(huán)草隆濃度升高，土壤芳基硫酸酯酶活性變化率的變化情況見圖7。由圖中可以看出，環(huán)草隆濃度5～50 mg·kg-1范圍內(nèi)，單一污染下，樣點N和G土壤芳基硫酸酯酶活性變化率在環(huán)草隆濃度20mg·kg-1降低的基礎(chǔ)上升高，分別從9%升高到11%，從11%升高到15%，而樣點D土壤芳基硫酸酯酶活性變化率則是在環(huán)草隆濃度50 mg·kg-1降低的基礎(chǔ)上増高，從-3%升高到5%；與1 mg·kg-1Cd復(fù)合污染下，樣點N土壤芳基硫酸酯酶活性變化率在環(huán)草隆濃度10 mg·kg-1升高的基礎(chǔ)上，從6%回復(fù)到6%，樣點D土壤芳基硫酸酯酶活性變化率在環(huán)草隆濃度10 mg·kg-1升高的基礎(chǔ)上降低，從-9%降低到-40%，而樣點G土壤芳基硫酸酯酶活性變化率則是在環(huán)草隆濃度20 mg·kg-1升高的基礎(chǔ)上降低，從120%降低到-60%；與10 mg·kg-1Cd復(fù)合污染下，隨環(huán)草隆濃度升高，樣點N土壤芳基硫酸酯酶活性變化率持續(xù)降低，從2%降低到-18%。樣點D土壤芳基硫酸酯酶活性變化率在環(huán)草隆濃度20 mg·kg-1降低的基礎(chǔ)上升高，從-30%升高到-20%。樣點G土壤芳基硫酸酯酶活性變化率在環(huán)草隆濃度20 mg·kg-1升高的基礎(chǔ)上降低，從70%降低到5%。

圖7 環(huán)草隆單一及與鎘復(fù)合污染對土壤芳基硫酸酯酶活性的影響

環(huán)草隆單一及與鎘復(fù)合污染下，對土壤芳基硫酸酯酶活性變化率與環(huán)草隆濃度進行回歸擬合，將回歸系數(shù)達到顯著水平(P<0.05)且擬合效果最好的方程列出，見表6。由表6可以看出，與10 mg·kg-1Cd復(fù)合污染下，樣點N土壤芳基硫酸酯酶活性變化率與環(huán)草隆濃度劑量-效應(yīng)關(guān)系呈線性關(guān)系，且呈負相關(guān)關(guān)系，環(huán)草隆起抑制作用。根據(jù)劑量-效應(yīng)關(guān)系，計算出環(huán)草隆與10 mg·kg-1Cd復(fù)合污染的土壤芳基硫酸酯酶活性50%變化率(EC50)值如表6所示。EC50值128 mg·kg-1遠遠高于環(huán)草隆草坪建議施用量(3.33 mg·kg-1)，因此，與10 mg·kg-1Cd復(fù)合污染下，環(huán)草隆對樣點N土壤芳基硫酸酯酶活性影響較小。

不同濃度環(huán)草隆與鎘復(fù)合污染下，土壤芳基硫酸酯酶活性變化率理論值與實測值比較見圖8。從圖中可以看出，環(huán)草隆濃度5～50 mg·kg-1范圍內(nèi)，與1 mg·kg-1Cd 復(fù)合污染下，樣點N和D土壤芳基硫酸酯酶活性變化率理論值P(E)>實測值P(T)，表現(xiàn)為拮抗效應(yīng)，樣點G土壤芳基硫酸酯酶活性變化率在環(huán)草隆濃度5 mg·kg-1時，理論值P(E)<實測值P(T)，表現(xiàn)為協(xié)同效應(yīng)，其他濃度呈拮抗效應(yīng)；與10 mg·kg-1Cd復(fù)合污染下，樣點N和D土壤芳基硫酸酯酶活性變化率理論值P(E)>實測值P(T)，仍表現(xiàn)為拮抗效應(yīng)，樣點G土壤芳基硫酸酯酶活性變化率在環(huán)草隆濃度10 mg·kg-1時，理論值P(E)>實測值P(T)，表現(xiàn)為拮抗效應(yīng)，其他濃度呈協(xié)同效應(yīng)。

由上可知，樣點G土壤在環(huán)草隆濃度20、50 mg·kg-1時，聯(lián)合作用隨鎘濃度的升高由拮抗變?yōu)閰f(xié)同，環(huán)草隆毒性效應(yīng)也隨之增強。

2.6 環(huán)草隆與鎘復(fù)合污染對土壤蔗糖酶活性的影響

方差分析結(jié)果表明(表3)，環(huán)草隆、鎘單一污染及二者復(fù)合污染對土壤蔗糖酶活性的影響均達到極顯著水平(P<0.01)，并且土壤蔗糖酶活性變化率在不同樣點土壤之間變化也非常明顯(P<0.01)。

環(huán)草隆單一及與鎘復(fù)合污染下，隨環(huán)草隆濃度升高，對土壤蔗糖酶活性變化率的影響結(jié)果見圖9。由圖中可以看出，單一污染下，隨環(huán)草隆濃度升高，樣點N土壤蔗糖酶活性變化率經(jīng)過5～20 mg·kg-1濃度范圍內(nèi)的短暫升高后，最終降低，由-2.5%降低到-4%，樣點D和G土壤蔗糖酶活性變化率在環(huán)草隆濃度20 mg·kg-1升高的基礎(chǔ)上降低，分別從1%下降到-5%，從3%下降到1%；與1 mg·kg-1Cd復(fù)合污染下，隨環(huán)草隆濃度升高，樣點N土壤蔗糖酶活性變化率在環(huán)草隆濃度5～20 mg·kg-1范圍內(nèi)降低的基礎(chǔ)上有輕微升高，從-3%升高到-2.5%，樣點D土壤蔗糖酶活性變化率隨環(huán)草隆濃度升高持續(xù)升高，從-23%升高到13%，而樣點G土壤蔗糖酶活性變化率隨環(huán)草隆濃度升高持續(xù)降低，從23%降低到8%；與10 mg·kg-1Cd復(fù)合污染下，隨環(huán)草隆濃度升高，樣點N土壤蔗糖酶活性變化率在環(huán)草隆濃度5～20 mg·kg-1范圍內(nèi)升高的基礎(chǔ)上有輕微降低，從4%降低到2.5%，樣點D土壤蔗糖酶活性變化率在環(huán)草隆濃度50 mg·kg-1升高的基礎(chǔ)上降低，從-2%降低到-6%，樣點G土壤蔗糖酶活性變化率隨環(huán)草隆濃度升高持續(xù)升高，從1%升高到18%。

環(huán)草隆單一及與鎘復(fù)合污染下，對土壤蔗糖酶活性變化率與環(huán)草隆濃度進行回歸擬合，將回歸系數(shù)達到顯著水平(P<0.05)且擬合效果最好的方程列出，見表7。由表7可以看出，與10 mg·kg-1Cd復(fù)合污染下，樣點G土壤蔗糖酶活性變化率與環(huán)草隆濃度劑量-效應(yīng)關(guān)系呈線性關(guān)系，且呈正相關(guān)關(guān)系，環(huán)草隆起激活作用。根據(jù)劑量-效應(yīng)關(guān)系，計算出環(huán)草隆與10 mg·kg-1Cd復(fù)合污染的土壤蔗糖酶活性50%變化率(EC50)值如表7所示。EC50值124 mg·kg-1遠遠高于環(huán)草隆草坪建議施用量(3.33 mg·kg-1)，因此，與10 mg·kg-1Cd復(fù)合污染下，環(huán)草隆對樣點G土壤蔗糖酶活性的影響較小。

表6 環(huán)草隆單一及與鎘復(fù)合污染下土壤芳基硫酸酯酶活性變化率與環(huán)草隆濃度的劑量-效應(yīng)關(guān)系Table 6 Dose-effect relationship of the change rate of soil arylsulfatase activities and siduron concentrations under single and combined treatment of siduron and Cd

圖8 環(huán)草隆與Cd復(fù)合污染對土壤芳基硫酸酯酶活性變化率理論值與實測值比較

圖9 環(huán)草隆單一及與鎘復(fù)合污染對土壤蔗糖酶活性的影響

不同濃度環(huán)草隆與鎘復(fù)合污染下，土壤蔗糖酶活性變化率理論值與實測值比較見圖10。從圖中可以看出，環(huán)草隆濃度5～50 mg·kg-1范圍內(nèi)，與1 mg·kg-1Cd復(fù)合污染下，樣點N土壤蔗糖酶活性變化率理論值P(E)>實測值P(T)，呈拮抗效應(yīng)，而樣點G土壤蔗糖酶活性變化率理論值P(E)<實測值P(T)，呈協(xié)同效應(yīng)，樣點D土壤蔗糖酶活性變化率在環(huán)草隆濃度5 mg·kg-1時，理論值P(E)>實測值P(T)，呈拮抗效應(yīng)，其他濃度表現(xiàn)協(xié)同效應(yīng)；與10 mg·kg-1Cd復(fù)合污染下，樣點N土壤蔗糖酶活性變化率理論值P(E)<實測值P(T)，呈協(xié)同效應(yīng)，而樣點G土壤蔗糖酶活性變化率理論值P(E)>實測值P(T)，呈拮抗效應(yīng)，樣點D土壤蔗糖酶活性變化率在環(huán)草隆濃度5、50 mg·kg-1時，理論值P(E)<實測值P(T)，呈協(xié)同效應(yīng)，在環(huán)草隆濃度10、20 mg·kg-1時，理論值P(E)>實測值P(T)，呈拮抗效應(yīng)。

由上可知，除在環(huán)草隆濃度50 mg·kg-1時，樣點D土壤聯(lián)合作用沒有隨鎘濃度改變發(fā)生變化外，其他環(huán)草隆濃度處理的3個樣點土壤，聯(lián)合效應(yīng)均隨鎘濃度由1 mg·kg-1上升到10 mg·kg-1而被反轉(zhuǎn)，即環(huán)草隆對樣點N土壤蔗糖酶活性的毒性效應(yīng)隨鎘濃度升高被增強，對樣點G土壤蔗糖酶活性的毒性效應(yīng)隨鎘濃度升高被減弱，對樣點D土壤蔗糖酶活性的毒性效應(yīng)，5 mg·kg-1濃度處理的效應(yīng)隨鎘濃度升高被增強，10、20 mg·kg-1濃度處理的效應(yīng)隨鎘濃度升高被減弱。

2.7 環(huán)草隆與鎘復(fù)合污染對土壤堿性磷酸酶活性的影響

表7 環(huán)草隆單一及與鎘復(fù)合污染下土壤蔗糖酶活性變化率與環(huán)草隆濃度的劑量-效應(yīng)關(guān)系Table 7 Dose-effect relationship of the change rate of soil invertase activities and siduron concentrations under single and combined treatment of siduron and Cd

方差分析結(jié)果表明(表3)，環(huán)草隆、鎘單一污染及二者復(fù)合污染對土壤堿性磷酸酶活性的影響均達到極顯著水平(P<0.01)，并且土壤堿性磷酸酶活性變化率在不同樣點土壤之間變化也非常明顯(P<0.01)。

圖10 環(huán)草隆與Cd復(fù)合污染對土壤蔗糖酶活性變化率理論值與實測值比較

圖11 環(huán)草隆單一及與鎘復(fù)合污染對土壤堿性磷酸酶活性的影響

環(huán)草隆單一及與鎘復(fù)合污染下，隨環(huán)草隆濃度升高，對土壤堿性磷酸酶活性變化率的影響見圖11。由圖中可以看出，單一污染下，隨環(huán)草隆濃度升高，樣點N土壤堿性磷酸酶活性變化率在環(huán)草隆濃度20、50 mg·kg-1的輕微升高后，最終降低，從7%下降到4%，而樣點G土壤堿性磷酸酶活性變化率在環(huán)草隆濃度10、20 mg·kg-1降低的基礎(chǔ)上升高，由35%升高到45%，樣點D土壤堿性磷酸酶活性變化率隨環(huán)草隆濃度升高持續(xù)升高，從-20%升高到15%；與1 mg·kg-1Cd復(fù)合污染下，隨環(huán)草隆濃度升高，樣點N和G土壤堿性磷酸酶活性變化率在環(huán)草隆濃度50 mg·kg-1升高的基礎(chǔ)上降低，分別從-9%降低到-16%，從67%降低到17%，而樣點D土壤堿性磷酸酶活性變化率在環(huán)草隆濃度50 mg·kg-1降低的基礎(chǔ)上升高，從-23%升高到-10%；與10 mg·kg-1Cd復(fù)合污染下，隨環(huán)草隆濃度増高，樣點N土壤堿性磷酸酶活性變化率在環(huán)草隆濃度10 mg·kg-1升高的基礎(chǔ)上降低，從2%下降到-23%，而樣點D土壤堿性磷酸酶活性變化率在環(huán)草隆濃度10 mg·kg-1降低的基礎(chǔ)上増高，從-40%升高到-25%，樣點G土壤堿性磷酸酶活性變化率在環(huán)草隆濃度10、20 mg·kg-1降低的基礎(chǔ)上増高，從-3%升高到40%。

環(huán)草隆單一及與鎘復(fù)合污染下，對土壤堿性磷酸酶活性變化率與環(huán)草隆濃度進行回歸擬合，將回歸系數(shù)達到顯著水平(P<0.05)且擬合效果最好的方程列出，見表8。由表8可以看出，環(huán)草隆單一污染下，樣點D土壤堿性磷酸酶活性變化率與環(huán)草隆濃度劑量-效應(yīng)關(guān)系呈對數(shù)關(guān)系。根據(jù)劑量-效應(yīng)關(guān)系，計算出環(huán)草隆單一污染的土壤堿性磷酸酶活性50%變化率(EC50)值如表8所示。EC50抑制值0.26 mg·kg-1，遠遠低于環(huán)草隆草坪建議施用量(3.33 mg·kg-1)，而EC50激活值1 686 mg·kg-1在環(huán)境中不可能出現(xiàn)，由此可以看出，環(huán)草隆的使用會嚴重抑制樣點D土壤堿性磷酸酶活性。

不同濃度環(huán)草隆與鎘復(fù)合污染下，土壤堿性磷酸酶活性變化率理論值與實測值比較見圖12。從圖中可以看出，環(huán)草隆濃度5～50 mg·kg-1范圍內(nèi)，與1 mg·kg-1Cd復(fù)合污染下，樣點N土壤堿性磷酸酶活性變化率理論值P(E)>實測值P(T)，呈拮抗效應(yīng)，樣點D土壤堿性磷酸酶活性變化率在環(huán)草隆濃度50 mg·kg-1時，理論值P(E)>實測值P(T)，呈拮抗效應(yīng)，其他濃度理論值P(E)<實測值P(T)，表現(xiàn)協(xié)同效應(yīng)，而樣點G土壤堿性磷酸酶活性變化率在環(huán)草隆濃度5 mg·kg-1時，理論值P(E)<實測值P(T)，呈協(xié)同效應(yīng)，其他濃度呈拮抗效應(yīng)；與10 mg·kg-1Cd復(fù)合污染下，樣點N土壤堿性磷酸酶活性變化率理論值P(E)<實測值P(T)，呈協(xié)同效應(yīng)，而樣點G土壤堿性磷酸酶活性變化率理論值P(E)>實測值P(T)，呈拮抗效應(yīng)，樣點D土壤堿性磷酸酶活性變化率在環(huán)草隆濃度5、50 mg·kg-1時，理論值P(E)<實測值P(T)，呈協(xié)同效應(yīng)，在環(huán)草隆濃度10、20 mg·kg-1時，P(E)>實測值P(T)，呈拮抗效應(yīng)。

由上可知，在樣點N土壤，環(huán)草隆濃度5～50 mg·kg-1范圍內(nèi)，隨鎘濃度由1 mg·kg-1增加到10 mg·kg-1，聯(lián)合作用由拮抗變?yōu)閰f(xié)同，即環(huán)草隆對樣點N土壤堿性磷酸酶活性毒性效應(yīng)增強。在樣點D土壤，環(huán)草隆濃度10、20 mg·kg-1時，對堿性磷酸酶活性的毒性效應(yīng)隨鎘濃度升高被減弱，環(huán)草隆濃度50mg·kg-1時，對堿性磷酸酶活性的毒性效應(yīng)隨鎘濃度升高被增強。環(huán)草隆濃度5 mg·kg-1對樣點G土壤堿性磷酸酶活性的毒性效應(yīng)隨鎘濃度升高被減弱。

3 討論(Discussions)

周啟星等[33]研究發(fā)現(xiàn)，復(fù)合污染生態(tài)毒理效應(yīng)在微生物數(shù)量和分子水平上取決于其濃度水平的組合關(guān)系。Wang等[13]對丁草胺與鎘復(fù)合污染的研究，也發(fā)現(xiàn)2種污染物對土壤酶活性的影響決定于土樣中2種污染物濃度的配比，丁草胺-鎘復(fù)合污染顯著降低了土壤微生物種群多樣性。這與本研究鎘的加入能夠明顯改變環(huán)草隆的微生物毒性效應(yīng)，且隨鎘濃度不同，影響也不相同的結(jié)果一致。研究發(fā)現(xiàn)，樣點N土壤有機氮礦化量在環(huán)草隆濃度10 mg·kg-1，樣點D和G土壤在環(huán)草隆濃度50 mg·kg-1時，鎘濃度由1 mg·kg-1增加到10 mg·kg-1時，聯(lián)合作用由協(xié)同作用變?yōu)檗卓棺饔?。另外，在環(huán)草隆濃度5 mg·kg-1，鎘濃度由1 mg·kg-1升高到10 mg·kg-1時，二者對樣點N土壤基礎(chǔ)呼吸的聯(lián)合作用由拮抗變?yōu)閰f(xié)同。環(huán)草隆對土壤酶活性的影響也隨鎘濃度變化有不同表現(xiàn)。重金屬影響除草劑毒性效應(yīng)的報道還有很多。Chen等[34]研究發(fā)現(xiàn)，Pb在一定濃度時會加速除草劑莠去津的降解，從而改變其對土壤氮硝化的毒性效應(yīng)。胡著邦等[35]對鎘與芐嘧磺隆復(fù)合污染的研究表明，隨培養(yǎng)時間變化，微生物量氮呈現(xiàn)降低-升高趨勢，二者交互作用由協(xié)同變?yōu)檗卓埂ｊ惉摤摰萚36]研究了除草劑丁草胺和重金屬鎘(Cd)復(fù)合污染對2種土壤呼吸強度的影響，發(fā)現(xiàn)二者對土壤呼吸強度的影響依次表現(xiàn)為：丁草胺>Cd與丁草胺復(fù)合污染>Cd，鎘降低了丁草胺的毒性效應(yīng)。Wang等[14]研究也表明，丁草胺與鎘對土壤脲酶及磷酸酶活性的影響與二者濃度配比有很大關(guān)系。此外，重金屬鎘還對多種有機物的毒性效應(yīng)有影響作用。有研究發(fā)現(xiàn)，佳樂麝香和Cd單一、復(fù)合處理能夠明顯抑制土壤放線菌數(shù)量，且Cd的加入能明顯改變佳樂麝香對土壤放線菌的毒性效應(yīng)，使其EC50值的變化范圍更廣[15]。沈國清等[37]研究表明，菲和鎘復(fù)合污染毒性效應(yīng)的持續(xù)時間比單一污染更長。Chen等[38]也發(fā)現(xiàn)，鎘的存在能明顯抑制小麥幼苗對AHTN的吸收。

表8 環(huán)草隆單一及與鎘復(fù)合污染下土壤堿性磷酸酶活性變化率與環(huán)草隆濃度的劑量-效應(yīng)關(guān)系Table 8 Dose-effect relationship of the change rate of soil alkaline phosphatase activities and siduron concentrations under single and combined treatment of siduron and Cd

圖12 環(huán)草隆與Cd復(fù)合污染對土壤堿性磷酸酶活性變化率理論值與實測值比較

有機物與重金屬復(fù)合污染的聯(lián)合毒性效應(yīng)產(chǎn)生機理研究有以下幾個方面：競爭結(jié)合位點、影響微生物及酶活性、干擾生物生理活動及生物大分子的合成等。有研究表明，重金屬能對有機物的土壤行為產(chǎn)生影響，如銅離子能降低草甘磷在礦物上的吸附性能，從而增加草甘膦的生物有效性[39]。Moreau等[40]認為，菲對Zn的拮抗作用可能是因為菲改變了溶酶體膜的穩(wěn)定性及功能，從而影響了溶酶體解除Zn毒害的作用。Teisseire等[41]認為，敵草隆與銅之間的拮抗作用是由于前者可消除由Cu誘導(dǎo)產(chǎn)生的氧化脅迫，同時敵草隆還可促進如谷胱甘肽還原酶、抗過氧化物酶等酶活性，提高了細胞抗氧化能力。此外，重金屬鎘通過改變土壤微生物的活性也會影響農(nóng)藥在土壤環(huán)境中的滯留時間[42]。而對于本研究中環(huán)草隆與Cd復(fù)合污染對土壤有機氮礦化、基礎(chǔ)呼吸及酶活性影響的機理還有待進一步研究。

致謝：感謝中國科學(xué)院生態(tài)環(huán)境研究中心陳衛(wèi)平研究員及呂斯丹師姐在實驗期間和文章寫作過程中給予的指導(dǎo)和幫助。

[1] 張甘霖,趙玉國,楊金玲,等.城市土壤環(huán)境問題及其研究進展[J].土壤學(xué)報,2007,44(5): 925-933

Zhang G L,Zhao Y G,Yang J L,et al.Urban soil environment issues and research progresses [J].Acta Pedologica Sinica,2007,44(5): 925-933 (in Chinese)

[2] Lu Y,Gong Z T,Zhang G L,et al.Concentrations and chemical speciations of Cu,Zn,Pb and Cr of urban soils in Nanjing,China [J].Geoderma,2003,115(1-2): 101-111

[3] 高飛,車少臣.城市綠地化學(xué)農(nóng)藥面源污染控制與無公害城市綠地建設(shè)[J].北京園林,2009,25(89): 41-43

[4] 裴紹峰,劉海月,葉思源.我國南方主要城市土壤有機氯農(nóng)藥殘留及分布特征[J].山東農(nóng)業(yè)大學(xué)學(xué)報: 自然科學(xué)版,2014,45(5): 768-774

Pei S F,Liu H Y,Ye S Y.Residues and distribution character of organochlorine pesticides in soil of main southern cities of China [J].Journal of Shandong Agricultural University: Natural Science Edition,2014,45(5): 768-774(in Chinese)

[5] Chen T B,Zheng Y M,Lei M,et al.Assessment of heavy metal pollution in surface soils of urban parks in Beijing,China [J].Chemosphere,2005,60(4): 542-551

[6] 任向輝,王運兵.黑麥草草坪雜草防除的藥劑實驗[J].山西農(nóng)業(yè)科學(xué),2008,36(12): 72-73

Ren X H,Wang Y B.Drug-efficiency experiment on weeds control of ryegrass lawn [J].Journal of Shanxi Agricultural Sciences,2008,36(12): 72-73 (in Chinese)

[7] Willis J B,Beam J B,Barker W L,et al.Weed control options in spring-seeded tall fescue(Festuca arundinacea) [J].Weed Technology,2006,20(4): 1040-1046

[8] McElroy J S,Breeden G K.Tall fescue seedling tolerance to carfentrazone,bromoxynil,quinclorac,and siduron [J].HortScience,2006,41(1): 252-254

[9] Kong L X,Kadokami K,Wang S P,et al.Monitoring of 1300 organic micro-pollutants in surface waters from Tianjin,North China [J].Chemosphere,2015,122: 125-130

[10] Fields M L,Hemphill D D.Influence of siduron and its degradation products on soil microflora [J].Weed Science,1968,16(4): 417-419

[11] Belasco I J,Langsdorf W P.Synthesis of C14-labeled siduron and its fate in soil [J].Journal of Agricultural and Food Chemistry,1969,17(5): 1004-1007

[12] 熊嚴軍.我國土壤污染現(xiàn)狀及治理措施[J].現(xiàn)代農(nóng)業(yè)科技,2010(8): 294-296

[13] Wang J H,Lu Y T,Shen G Q.Combined effects of cadmium and butachlor on soil enzyme activities and microbial community structure [J].Environmental Geology,2007,51(7): 1221-1228

[14] Wang J H,Ding H,Lu Y T,et al.Combined effects of cadmium and butachlor on microbial activities and community DNA in a paddy soil [J].Pedosphere,2009,19(5): 623-630

[15] 律澤,胡筱敏,安婧,等.佳樂麝香和鎘復(fù)合污染對土壤中放線菌數(shù)量的影響[J].生態(tài)學(xué)雜志,2014,33(6): 1501-1507

Lv Z,Hu X M,An J,et al.Joint effects of galaxolide and cadmium on actinomycetes quantities in soils [J].Chinese Journal of Ecology,2014,33(6): 1501-1507 (in Chinese)

[16] Zhao Y P,Tan Y Y,Guo Y,et al.Interactions of tetracycline with Cd(Ⅱ),Cu(Ⅱ) and Pb(Ⅱ) and their cosorption behavior in soils [J].Environmental Pollution,2013,180: 206-213

[17] Perrodin Y,Boillot C,Angerville R,et al.Ecological risk assessment of urban and industrial systems: A review [J].Science of the Total Environment,2011,409(24): 5162-5176

[18] 趙祥偉,駱永明,滕應(yīng),等.重金屬復(fù)合污染農(nóng)田土壤的微生物群落遺傳多樣性研究[J].環(huán)境科學(xué)學(xué)報,2005,25(2): 186-191

Zhao X W,Luo Y M,Teng Y,et al.Genetic diversity of microbial communities in farmland soils contaminated with mixed heavy metals [J].Acta Scientiae Circumstantiae,2005,25(2): 186-191 (in Chinese)

[19] 滕應(yīng),駱永明,李振高.土壤重金屬復(fù)合污染對脲酶、磷酸酶及脫氫酶的影響[J].中國環(huán)境科學(xué),2008,28(2): 147-152

Teng Y,Luo Y M,Li Z G.Kinetics characters of soil urease,acid phosphotase and dehydrogenase activities in soil contaminated with mixed heavy metals [J].China Environmental Science,2008,28(2): 147-152 (in Chinese)

[20] 曹靖,賈紅磊,徐海燕,等.干旱區(qū)污灌農(nóng)田土壤Cu、Ni、復(fù)合污染與土壤酶活性的關(guān)系[J].農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報,2008,27(5): 1809-1814

Cao J,Jia H L,Xu H Y,et al.Relationships between soil enzymatic activities and Cu-Ni compounds pollution in the waste water irrigated farmland in arid region [J].Journal of Agro-Environment Science,2008,27(5): 1809-1814 (in Chinese)

[21] 周啟星.復(fù)合污染生態(tài)學(xué)[M].北京: 中國環(huán)境科學(xué)出版社,1995: 35-78

[22] 張慧,黨志,姚麗賢,等.鎘芘單一污染和復(fù)合污染對土壤微生物生態(tài)效應(yīng)的影響[J].農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報,2007,26(6): 2225-2230

Zhang H,Dang Z,Yao L X,et al.Eco-toxicological effect of cadmium and pyrene combined and simplex pollution on soil microbe [J].Journal of Agro-Environment Science,2007,26(6): 2225-2230 (in Chinese)

[23] 傅麗君,劉智任,楊磊.鎘、銅、鉛復(fù)合污染對枇杷園土壤微生物的生態(tài)毒理效應(yīng)[J].生態(tài)毒理學(xué)報,2009,4(6): 881-888

Fu L J,Liu Z R,Yang L.Ecotoxicological effect of Cd-Cu-Pb compound pollution on loquat soil microbe [J].Asian Journal of Ecotoxicology,2009,4(6): 881-888 (in Chinese)

[24] Wang M E,Zhou Q X.Joint stress of chlorimuron-ethyl and cadmium on wheat Triticum aestivum at biochemical levels [J].Environmental Pollution,2006,144(2): 572-580

[25] 李章平,陳玉成,楊學(xué)春,等.重慶市主城區(qū)土壤重金屬的潛在生態(tài)危害評價[J].西南農(nóng)業(yè)大學(xué)學(xué)報: 自然科學(xué)版,2006,28(2): 227-230

Li Z P,Chen Y C,Yang X C,et al.Assessment of potential ecological hazard of heavy metals in urban soils in Chongqing city [J].Journal of Southwest Agricultural University: Natural Science,2006,28(2): 227-230 (in Chinese)

[26] Nam J J,Thomas G O,Jaward F M,et al.PAHs in background soils from Western Europe: Influence of atmospheric deposition and soil organic matter [J].Chemosphere,2008,70(9): 1596-1602

[27] Gosewinkel U,Broadbent F.Conductimetric determination of soil urease activity [J].Communications in Soil Science & Plant Analysis,1984,15(11): 1377-1389

[28] Tabatabai M,Bremner J.Arylsulfatase activity of soils [J].Soil Science Society of America Journal,1970,34(2): 225-229

[29] Frankeberger W,Johanson J.Method of measuring invertase activity in soils [J].Plant and Soil,1983,74(3): 301-311

[30] Kramer M,Yerdei G.Application of the method of phosphatase activity determination in agricultural chemistry [J].Soviet Soil Science,1959,9: 1100-1103

[31] 鮑士旦.土壤農(nóng)化分析(第三版)[M].北京: 中國農(nóng)業(yè)出版社: 2008,58-59

[32] 許光輝,鄭元洪.土壤微生物分析方法手冊[M].北京: 中國農(nóng)業(yè)出版社,1986: 226-227,274-279

[33] 周啟星,孔繁翔,朱琳.生態(tài)毒理學(xué)[M].北京: 科學(xué)出版社,2004: 178-280

[34] Chen Q L,Yang B S,Wang H,et al.Soil microbial community toxic response to atrazine and its residues under atrazine and lead contamination [J].Environmental Science and Pollution Research,2015,22(2): 996-1007

[35] 胡著邦,汪海珍,吳建軍,等.鎘與芐嘧磺隆除草劑單一污染和復(fù)合污染土壤的微生物生態(tài)效應(yīng)[J].浙江大學(xué)學(xué)報: 農(nóng)業(yè)與生命科學(xué)版,2005,31(2): 151-156

Hu B Z,Wang H Z,Wu J J,et al.Ecological effects of both single and combined pollution of Cd and bensulfuron-methyl on soil microorganisms [J].Journal of Zhejiang University: Agriculture & Life Sciences,2005,31(2): 151-156 (in Chinese)

[36] 陳瑩瑩,王金花,陸貽通.丁草胺與鎘復(fù)合污染對土壤呼吸強度的影響[J].環(huán)境污染與防治,2006,28(10): 723-730

Chen Y Y,Wang J H,Lu Y T.Effects of butachlor and Cd on microbial respiration in top soil [J].Environmental Pollution & Control,2006,28(10): 723-730 (in Chinese)

[37] 沈國清,陸貽通,洪靜波.重金屬和多環(huán)芳烴復(fù)合污染對土壤酶活性的影響及定量表征[J].應(yīng)用與環(huán)境生物學(xué)報,2005,11(4): 479-482

Shen G Q,Lu Y T,Hong J B.Quantitative expression and effect of combined pollution of heavy metals and polycyclic acromatic hydrocarbons on soil enzyme [J].Chinese Journal of Applied and Environmental Biology,2005,11(4): 479-482 (in Chinese)

[38] Chen C H,Zhou Q X,Cai Z,et al.Effects of soil polycyclic musk and cadmium on pollutant uptake and biochemical responses of wheat (Triticum aestivum) [J].Archives of Environmental Contamination and Toxicology,2010,59(4): 564-573

[39] 王果.Cu2+對3種農(nóng)藥在Ca-蒙脫石和δ-Al2O3上吸附的影響[J].環(huán)境科學(xué)學(xué)報,1996,16(1): 23-29

Wang G.Adsorption of three pesticides on Ca-montmorillonite and δ-Al2O3in presence or absence of copper [J].Acta Scientiae Circumstantiae,1996,16(1): 23-29 (in Chinese)

[40] Moreau C J,Klerks P L,Haas C N.Interaction between phenanthrene and zinc in their toxicity to the sheepshead minnow (Cyprinodon variegates) [J].Archives of Environmental Contamination and Toxicology,1999,37(2): 251-257

[41] Teisseire H,Couderchet M,Vernet G.Toxic responses and catalase activity of Lemna minor L.exposed to folpet,copper,and their combination [J].Ecotoxicology and Environment Safety,1998,40(3): 194-200

[42] 黃欣,陸貽通.鎘對土壤丁草胺降解作用的影響[J].環(huán)境污染與防治,1991,13(1): 13-15

Hang X,Lu Y T.The effects of Cd on the degradation of butachlor in soil [J].Environmental Pollution & Control,1991,13(1): 13-15 (in Chinese)

◆

Combined Effects of Siduron and Cadmium on Organic Nitrogen Mineralization,Basal Respiration and Enzyme Activities in Heavy Metal Polluted Urban Soil

Gu Panni1,2,Wang Meie1,*,Chen Weiping1

1.State Key Laboratory of Urban and Regional Ecology,Research Center for Eco-Environmental Sciences,Chinese Academy of Sciences,Beijing 100085,China 2.University of Chinese Academy of Sciences,Beijing 100039,China

10 March 2015 accepted 13 May 2015

In northern cities,siduron is widely used in lawn management,and soil contamination of heavy metal like Cd commonly exists in urban green land.Thus,combined exposure of siduron and Cd is very likely in the urban green land soil ecosystem.In this research,three urban soils polluted by different level of heavy metals (marked as N,D,G) were selected to evaluate the ecological risk of combined pollution of heavy metals and herbicide.Combined effects of siduron and Cd on soil organic nitrogen mineralization,basal respiration and soil enzyme activities were studied.It was suggested that: the single and combined effects of siduron and Cd on experimental indexes were markedly significant (P<0.01).Presence of Cd obviously changed the toxic effect of siduron on microorganisms and the effect of Cd was dependent on concentration of siduron and Cd.When Cd concentrations increased from 1 mg·kg-1to10 mg·kg-1,the linear relationship between siduron concentrations and the change rate of organic nitrogen mineralization in soil G changed from positively to negatively.Under combined pollution,the values of EC50(27.6～848 mg·kg-1) obtained based on the dose- effect relationship were well above the suggested dosage of siduron (3.33 mg·kg-1).The combined effects of siduron and Cd on these selected indexes were greatly influenced by soil physical and chemical properties and heavy metal contents.In addition,the combined effects both varied with their concentrations and experimental indexes.The above results can provide basic data and technical methods for the ecological risk assessment of combined pollution of heavy metals and herbicide in urban soil.

siduron;cadmium; urban soil; nitrogen mineralization; basal respiration; soil enzyme; dose-effect relationship

國家自然科學(xué)基金面上項目(41271503)

谷盼妮(1989-)，女，碩士生，研究方向為土壤污染生態(tài)風險評價，E-mail：gupanniyue@126.com；

*通訊作者(Corresponding author)，E-mail: mewang@rcees.ac.cn

10.7524/AJE.1673-5897.20150310003

2015-03-10 錄用日期：2015-05-13

1673-5897(2015)4-065-23

X171.5

A

王美娥(1975-)，女，博士，副研究員，長期以來從事土壤重金屬、農(nóng)藥單一復(fù)合污染過程與生態(tài)效應(yīng)研究，已發(fā)表SCI論文十余篇，其中第一作者8篇，中文核心數(shù)篇。

谷盼妮，王美娥，陳衛(wèi)平.環(huán)草隆與鎘復(fù)合污染對城市綠地重金屬污染土壤有機氮礦化量、基礎(chǔ)呼吸和土壤酶活性的影響[J].生態(tài)毒理學(xué)報，2015,10(4): 65-87

Gu P N,Wang M E,Chen W P.Combined effects of siduron and cadmium on organic nitrogen mineralization,basal respiration and enzyme activities in heavy metal polluted urban soil [J].Asian Journal of Ecotoxicology,2015,10(4): 65-87 (in Chinese)