生态毒理学论文.doc

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1、镉污染对红壤和潮土微生物的生态毒理效应1.研究目标：以土壤微生物量碳、土壤酶活性及微生物多样性为微生物学指标，以0.01mol·L-1CaCl2作为Cd有效态提取剂，以江西红壤和天津潮土为供试土壤，在室内25℃连续培养28d的条件下探讨了外源Cd对土壤微生物的生态毒理学效应。2.研究内容：随着我国随着我国工业化和城市化的快速发展，大量Cd通过污水灌溉、污泥农用、含Cd农用化学品的使用等人类活动进入土壤环境，导致农田土壤Cd污染日趋严重，严重危害人体健康和生态安全[1]，重金属进入土壤后，其赋存形态、环境化学行为以及生物有效性和毒性手土壤性质影响，存在很大差异[2]，因此，在制定保护生态

2、的土壤基准时，应充分考虑到同一污染物在不同类型的土壤中将产生不同的生态毒理效应，植物、土壤无脊椎动物以及土壤微生物等是制定土壤基准时需要关注的生态受体，其中，土壤微生物是土壤生态系统的重要组分之一，不仅在推动土壤养分的循环转化和土壤有机质的矿化分解等方面起到重要作用，还能较敏感地反映出土壤环境的细微变化[3]，因此，土壤微生物指标被认为是表征土壤质量变化最敏感，最有潜力的指标[4]。应用与土壤生态风险评价的微生物学指标主要包括微生物生物量、酶活性和多样性等[5-13]，有研究发现，当土壤Cd浓度≧5mg·kg-1时，微生物量氮[14]和微生物量碳[15]显著低于对照，且随Cd浓度的增加

3、而降低，研究发现不同土壤酶的活性对外源Cd的响应方式及敏感性不同，于寿娜等[16]发现，土壤Cd浓度≧1mg·kg-1时，脲酶和磷酸酶活性受到明显抑制，黄冬芬等[17]研究表明，Cd浓度为0.5mg·kg-1时，土壤过氧化氢酶和脲酶活性均显著增加，而土壤磷酸酶活性未受影响。吴桂荣等[18]研究发现，0.5mg·kg-1Cd对土壤脲酶有显著的刺激作用，但对土壤过氧化氢酶和土壤蔗糖酶并无影响，在土壤生态风险评估中如何根据土壤性质及酶本身的特性等因素选择适宜的土壤酶指标也是需要进一步研究的问题。不少欧美发达国家如美国、加拿大、英国和荷兰等都颁布了土壤风险评估技术的土壤基准[19]。我国制定保

4、护生态的土壤基准只要瓶颈在于缺乏用标准方法推导的陆地生态毒理学数据[20],而多数现有研究仅对Cd污染产生的生态效应进行了现象描述，即使少数文献给出了生态毒理学数据，但未对其求解方法进行详细说明，使得数据的可靠性降低。此外，各文献选用了不同的Cd处理浓度、测试指标和测试时间，给出的评价终点也不同。例如，Chaperon等[21]、Gao等[22]的研究给出了Cd对脲酶和脱氢酶的EC50值,张昀等[23]、Liao等[24],给出了Cd对土壤脲酶、微生物量碳的NOECH值。以上这些原因导致在制定土壤生态基准时,现有的研究结果难以作为基础毒理学数据发挥作用。目前，国际上大部分国家使用NOE

5、C或EC50制定基于生态毒理效应的土壤基准，而我国目前可用的数据非常有限。因此，对各种类型的土壤进行微生物生态毒理学实验，为制定基于生态毒理效应的土壤基准提供依据和基础数据是当前亟待解决的首要问题。红壤和潮土分别是我国南方和北方典型的农田土壤，潮土有机质含量高且多为碱性而红壤有机质含量低且多为酸性，由于2种土壤的基本理化性质差异较大，相同剂量的Cd进入这2种土壤，将表现出不同的生物有效性，并产生不同的生态效应，据此以微生物量碳、微生物群落功能多样性、脱氢酶活性和脲酶活性为微生物学指标，采用0.01mol·kg-1CaCl2作为Cd的有效态提取剂，对比研究室内培养14d、28d的Cd污染

6、对红壤和潮土微生物的生态毒理效应，旨在探明土壤类型、培养时间对Cd污染生态毒理效应的影响以及各微生物指标敏感性的差异，为建立我国标准化的土壤微生物生态毒理实验提供依据。此外应用数学模型对剂量效应关系进行拟合。求解出生态毒参数EC10和EC20，为这2类土壤中的基于生态毒理效应的土壤基准的制定提供可靠的基础数据。3.材料与方法3.1供试土壤供试的种土壤分别为采自中国科学院鹰潭红土壤生态实验站的林地土壤和天津市宁河县百利农业示范基地的潮土。土样采自表层0～20cm。自然风干后过2mm筛并去除植物根系，放置4℃冷库中保存备用。2种土壤的初始微生物性质差异较大，红壤微生物量碳、脱氢酶活性、脲酶

7、活性分别为77mg·kg-1、0.8mg·kg-1·d-1和16mg·100g-1·d-1。潮土微生物量碳、脱氢酶活性、脲酶活性分别为228mg·kg-1、11mg·kg-1·d-1和33mg·100g-1·d-1，2种土壤的基本化学性质也有较大差异。3.2实验处理调节土壤含水量至40%最大田间持水量，在25℃恒温条件下预培养7d，实验6个Cd浓度处理分别为0、0.1、1、10、100、200mg·kg-1，每个处理设4次重复。根据实验的预设浓