镉芘单一和复合污染对龙葵土壤微生物和土壤酶的影响

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分类号：X53学校代码：10712UDC：502研究生学号：2012050267密级：公开灶农林奇祆大学2015届攻读硕士学位研究生学位(毕业）论文镉芘单一和复合污染对龙葵土壤微生物和土壤酶的影响学科专业环境工程研究方向土壤污染修复研究生程治文指导教师呼世斌教授完成时间2015年5月中国陕西杨凌 研宄生学位（毕业）论文的独创性声明本人声明：所呈交的硕士学位（毕业）论文是我个人在导师指导下独立进行的研究工作及取得的研究结果；论文中的研究数据及结果的获得完全符合学校《关于规范西北农林科技大学研究生学术道德的暂行规定》，如果违反此规定，一切后果与法律责任均由本人承担。尽我所知，除了文中特别加以标注和致谢的地方外，论文中不包含其他人已经发表或撰写过的研究结果，也不包含其他人和自己本人已获得西北农林科技大学或其它教育机构的学位或证书而使用过的材料。与我一同工作的同志对本研究所做的任何贡献均已在论文的致谢中作了明确的说明并表示了谢意。研究生签名：时间：>少年<月>曰导师指导研宄生学位（毕业）论文的承诺本人承诺::我的硕士研究生所呈交的硕士学位（毕业）论文是在我指导下独立开展研究工作及取得的研究结果，属于我现岗职务工作的结果，并严格按照学校《关于规范西北农林科技大学研究生学术道德的暂行规定》而获得的研究结果。如果违反学校《关于规范西北农林科技大学研究生学术道德的暂行规定》，我必须接受按学校有关规定的处罚处理并承担相应导师连带责任。导师签名:时间：>/夕年厶月}曰 关于研究生毕业论文使用授权的说明本毕业论文的知识产权归属西北农林科技大学。本人同意西北农林科技大学保存或向国家有关部门或机构送交论文的纸质版和电子版，允许论文被查阅和借阅。本人保证，在毕业离开（或者工作调离）西北农林科技大学后，发表或者使用本毕业论文及其相关的工作成果时，将以西北农林科技大学为第一署名单位，否则，愿意按《中华人民共和国著作权法》等有关规定接受处理并承担法律责任。任何收存和保管本论文各种版本的其他单位和个人（包括研究生本人）未经本论文作者的导师同意，不得有对本论文进行复制、修改、发行、出租、改编等侵犯著作权的行为，否则，按违背《中华人民共和国著作权法》等有关规定处理并追究法律责任。(保密的毕业论文在保密期限内，不得以任何方式发表、借阅、复印、缩印或扫描复制手段保存、汇编论文）研究生签名:參“久时间-•年6月y曰导师签时间：年6月I曰 Classificationcode:X703.1Universitycode:10712UDC:502Postgraduatenumber:2012050267Confidentialitylevel:PublicityThesisforMastersDegreeNorthwestA＆FUniversityin2015EFFECTSOFCADIUMANDPYRENECOMBINEDANDSIMPLEXPOLLUTIONONSOILMICROBIALANDENZYMEACTIVITYINSOLANUMNIGRUMSOILMajor:EnvironmentalEngineeringResearchfield:SoilpollutionremediationNameofPostgraduate:ChengZhiwenAdviser:Professor:Prof.HuShibingDateofsubmission:May.2015YanglingShaanxiChina 镉芘单一和复合污染对龙葵土壤微生物和土壤酶的影响摘要污水灌溉是我国最重要的废水利用方式之一，但由于不合理的污灌所导致的土壤重金属、PAHs污染已成为我国目前面临的主要环境问题之一，给生态系统造成了严重的危害，因此，开展对污灌区重金属和PAHs污染土壤的研究显得至关重要，本文通过模拟陕西省咸阳市污灌区农田土壤进行研究，以镉（Cd）作为重金属的代表物和芘（pyrene）作为PAHs代表物，对单一和复合污染的土壤蔗糖酶、土壤脲酶、土壤碱性磷酸酶的酶活性和土壤细菌、真菌、放线菌的数量进行探究，旨在为污灌区污染土壤对微生态环境的影响以及环境质量评价提供有益的参考。试验研究结果表明：（1）土壤重金属Cd对土壤酶活性的影响，在五次采样试验过程中，对土壤蔗糖酶和土壤碱性磷酸酶均起到激活作用；除第40天对土壤脲酶是抑制作用外，其他时间各处理对土壤脲酶均起到激活作用。（2）土壤有机污染物芘对土壤酶活性的影响，在五次采样试验中，对土壤碱性磷酸酶起到激活作用；对于土壤脲酶，0-40天，除中等浓度（50mg·kg-1）是激活作用外，其他处理均起到抑制作用，而40-80天，则起到激活作用；对于土壤蔗糖酶，中等浓度（50mg·kg-1）在第40天、低和高浓度（10mg·kg-1和250mg·kg-1）在第80天时激活作用外，其他则起到抑制作用。（3）Cd、芘复合污染对土壤酶活性的影响，在五次采样试验中，除低浓度（Cd1mg·kg-1+芘10mg·kg-1）对土壤碱性磷酸酶是抑制作用外，其他均表现出激活作用；对于土壤脲酶，0-40天表现出抑制作用，而40-80天表现出激活作用；对于土壤蔗糖酶，低浓度在第40、80天，中等浓度（Cd5mg·kg-1+芘50mg·kg-1）在第40天，高浓度（Cd25mg·kg-1+芘250mg·kg-1）在第80天是激活作用外，其他均表现出抑制作用。（4）Cd、芘单一污染对细菌的最小抑制率均出现在第40天，而复合污染则出现在第80天；对真菌和放线菌的最小抑制率均出现在第40天；第80天只有土壤真菌的抑制率全部在50%以上，而土壤中放线菌和细菌数量基本恢复到接近对照水平并保持稳定，由此可见放线菌、细菌在污染环境中易形成耐性菌种。关键词:镉；芘；复合污染土壤；酶活性；微生物数量 EFFECTSOFCADIUMANDPYRENECOMBINEDANDSIMPLEXPOLLUTIONONSOILMICROBIALANDENZYMEACTIVITYINSOLANUMNIGRUMSOILABSTRACTSewageirrigationisoneofthemostimportantwayofwastewaterreused,Soilheavymetals,PAHspollutionhasbecomeoneofthemajorenvironmentalproblemsinourcountrybecauseoftheunreasonablesewageirrigation,hasposedaserioushazardtotheecosystems.Therefore,itiscrucialtoexpandresearchesonheavymetalandPAHspollutioninsewageirrigationsoils.ThispaperhasstudiedbysimulatingsewageirrigationfarmlandinShaanxiProvince,WeselectedcadmiumasthereprestentativeoftheheavymetalandpyreneastherepresentativeofPAHs,andtheeffectsofcadmiumandpyrenecombinedandsimplexpollutiononsoilenzymeactivities(dehydrogenase,urease,alkalinephosphatase)andmicrobialpopulationwerestuidiedbypotexperimentingreenhouse.Aimstoprovideausefulreferencefortheeffectsofthemicroecosystemenvironmentandenvironmentalqualityassessmentinsewageirrigationsoils.Theresultsshowedthat：(1)Effectsofcadmiumonsoilenzymeactivities:Infivesamplingtest,cadmiumplaysactivationonbothsoilsucraseandalkalinephosphatase;Fortheurease,cadmiumplaysactivationallthetimeineachtreatmentexceptthe40thday.(2)Effectsofpyreneonsoilenzymeactivities:Infivesamplingtest,pyreneplaysactivationonthealkalinephosphatase;Fortheurease,In0-40days,pyreneplaysactivationontheureaseexceptmoderateconcentrations(50mg·kg-1),In40-80days,pyreneplaysactivationontheureaseineachtreatment;Pyreneplaysinhibitiononthesucraseexceptmoderateconcentrationsin40thdayandlowconcentrationandhighconcentrationin80thday.(3)Effectsofcadmiumpyrenecombinedpollutiononsoilenzymeactivities:Infivesamplingtest,cadmiumpyrenecombinedpollutionplaysactivationonsoilalkalinephosphataseexceptthelowconcentration(Cd1mg·kg-1+pyrene10mg·kg-1);Cadmiumpyrenecombinedpollutionplaysinhibitiononureasein0-40days,playsactivationonureasein40-80days;Cadmiumpyrenecombinedpollutionplaysinhibitiononsucraseexceptmoderateconcentrations(Cd5mg·kg-1+pyrene50mg·kg-1)in40thdayandhighconcentration(Cd25mg·kg-1+pyrene250mg·kg-1)in80thday.(4)Forthebacteriatheminimuminhibitoryratesbothappearin40thdayofcadiumandpyrenesimplexpollution,butforthecombinedpollution,itappearsin80thday;Forthefungi andactinomycetestheminimuminhibitoryratesbothappearin40thdayinCadiumandPyreneCombinedandSimplexPollution;Onlytheinhibitoryratesofsoilfungiexceed50%in80thday,thesoilactinomycetesandbacteriarecoveredtothecontrollevelsandremainstable,thisshowedthatactinomycetesandbacteriawereeasytoformapatiencebacterialspecies.KEYWORDS:cadium;pyrene;thecombinedpollutionsoil;enzymaticactivity;microbialpopulation 目录第一章前言............................................................................................................................11.1研究背景..........................................................................................................................11.1.1我国污灌区概况.......................................................................................................11.1.2污水灌溉的危害.......................................................................................................11.2我国污灌区土壤镉、PAHs污染现状............................................................................21.2.1我国污灌区镉污染现状...........................................................................................21.2.2我国污灌区PAHs污染现状....................................................................................31.2.3我国污灌区土壤PAHs、重金属复合污染研究进展.............................................41.3土壤重金属和多环芳烃污染植物修复研究进展..........................................................51.3.1植物修复PAHs污染土壤的机理............................................................................51.3.2植物修复PAHs污染土壤的几个影响因素............................................................51.3.3土壤重金属和多环芳烃的相互作用对植物修复过程的影响...............................61.3.4土壤重金属和多环芳烃污染植物修复技术...........................................................71.4重金属-有机污染物复合污染的生物学过程..............................................................111.5土壤污染对理化指标的影响........................................................................................121.6选题依据、目的、意义及研究内容............................................................................121.6.1选题依据.................................................................................................................121.6.2选题目的与意义.....................................................................................................131.6.3研究内容..................................................................................................................13第二章试验材料与方法......................................................................................................142.1材料与方法....................................................................................................................142.1.1供试土壤.................................................................................................................142.1.2供试植物.................................................................................................................142.1.3试剂与仪器.............................................................................................................142.2试验设计与方法............................................................................................................142.2.1试验设计.................................................................................................................142.2.2各指标测定方法.....................................................................................................14第三章镉、芘污染对龙葵根际土壤酶活性的影响..........................................................183.1引言................................................................................................................................183.2不同浓度镉污染对土壤蔗糖酶的影响........................................................................183.3不同浓度芘污染对土壤蔗糖酶的影响........................................................................193.4不同浓度镉、芘复合污染对土壤蔗糖酶的影响........................................................21 3.5不同浓度镉污染对土壤脲酶的影响............................................................................223.6不同浓度芘污染对土壤脲酶的影响............................................................................233.7不同浓度镉、芘复合污染对土壤脲酶的影响............................................................243.8不同浓度镉污染对土壤碱性磷酸酶的影响................................................................253.9不同浓度芘污染对土壤碱性磷酸酶的影响................................................................273.10不同浓度镉、芘复合污染对土壤碱性磷酸酶的影响..............................................283.11小结..............................................................................................................................29第四章镉、芘污染对土壤微生物数量的影响..................................................................314.1引言................................................................................................................................314.2不同处理对土壤细菌数量的影响................................................................................314.3不同处理对土壤真菌数量的影响................................................................................324.4不同处理对土壤放线菌数量的影响............................................................................334.5讨论................................................................................................................................344.6小结................................................................................................................................34第五章结论..........................................................................................................................35参考文献..................................................................................................................................36致谢..................................................................................................................................43作者简介..................................................................................................................................44 第一章前言1第一章前言1.1研究背景1.1.1我国污灌区概况水资源是人类生产生活的最关键资源，可是如今，生态环境遭到严重破坏，水体污染严重，水资源的保护和水污染的治理成为现代社会最关注的问题。第一，由于农业生产严重依赖于水资源，且随着我国城市化、工业化的加快，农业用水已逐渐被城市用水和工业用水所代替，农业缺水日益严重（李洪良等2007）。第二，城市用水、工业废水不仅污染环境，而且浪费水源，再者，污水中含有的脂肪、碳水化合物、蛋白质等由于微生物的分解作用后可为植物生长提供营养元素，促进植物生长、增强土壤肥力。所以，为解决农业用水的不足和减轻污水对环境的破坏，同时增加产量、节约肥料，用污水灌溉的农田，不仅可以降低成本，而且可以不断提高土壤的肥力（杨军2005）。但是由于污水灌溉的不合理操作等原因，也带来了一系列环境污染问题。目前，我国污灌面积已达390.3万hm2。且主要分布在黄、海、辽、淮四大流域，约占全国污水灌溉面积的85%以上（杨华锋2005）。但是随着污灌时间的延长，部分污染物质易在污灌区土壤中富集沉淀而导致污灌区土壤中的有机污染物、重金属污染物超过国家土壤环境质量标准。目前国土资源局和环保部联合发布的《全国土壤污染状况调查公报》得出的结论是：部分地区土壤污染比较严重，耕地土壤环境质量下降明显，工矿业废弃地土壤环境问题严峻。这是全国范围内第一次进行的土壤污染普查，环保部自2005年4月至2013年12月开展历时8年的调查。调查涵盖除澳门、香港特别行政区和台湾省以外陆地国土的全部耕地，部分林地、草地、未利用空闲地和建设用地，实际调查面积约6.3×l06平方公里。且据已公布的《全国土壤污染状况调查公报》，全国土壤总的超标率为16.1%，其中轻微、轻度、中度和重度污染点位比例分别达到了11.2%、2.3%、1.5%和1.1%。超标率最高的是农耕地，达到了19.4%，其余林地、草地和未利用空闲地的超标率分别为10%、10.4%和11.4%。数据显示，南方土壤污染比北方严重，这可能由于南方的重工业发展比北方迅速的；珠三角、长三角、东北老工业基地等部分区域土壤污染问题较为严重，中南地区、西南土壤重金属超标范围较大(傅国伟2012)。1.1.2污水灌溉的危害处理不到位的污水同时兼具污染源、水源、肥源3种属性（刘润堂和许建中2002），第1种属性决定了污水灌溉的生态负效应。常年不合理的污灌对环境的影响主要表现在污染物（重金属、POPs、农药）在土壤中的残留、累积和浅层地下水的污染方面（刘润堂和许建中2002）。据不完全调查，目前，我国因污灌导致216.7万hm2农田遭受污染，约占污灌总面积的54.94%（方玉东2011）。 2镉、芘单一和复合污染对龙葵土壤微生物和土壤酶的影响1.1.2.1污水灌溉对环境的影响污水灌溉对环境的影响主要表现在土壤中的累积、残留和对地下水方面的污染。研究发现，白银市污水灌溉区农田Cu、Pb、Zn、Cd、As等已严重超标（张晓燕2012）1.1.2.2污水灌溉对农田土壤的危害土壤是引用污水灌溉后的直接受体。污水中的部分污染物质会被土壤吸附并残留在其中，而当污染物质的含量超过土壤环境容量时，则会产生不同程度的土壤污染，并且随着灌溉时间的延长土壤污染强度也会呈现逐渐增大的趋势（张乃英2005;张书海2000）。越来越多的研究表明污水灌溉不仅会造成重金属污染，还会导致农田有机污染物特别是难降解有机物的累积。我国辽宁（王洪涛和张丽华2009）、北京（石钰婷等2011）、天津（陈静等2004）、河南（彭华和王思维2009）、太原（杜斌等2010）等省份污灌区均存在PAHs污染。另外，污灌还会引起有机氯农药（龚钟明等2002；魏永霞2009）、PCBs、PBDEs（韩善龙等2012）污染问题，在河北省的3个典型污灌区还检测到了9种内分泌干扰素的污染。污水灌溉除了会引起农田土壤重金属、有机污染物污染外，还会引发土壤板结（胡海燕2010）、酸、碱、盐污染（廖金凤2001）、土壤动物、微生物群落结构衰退和发生变化（闫冬春2000）；致使农田土壤营养失衡（胡慧蓉等2010）等问题；导致地下水中NO3-污染（唐常源等2006；张敏等2011；张翠云等2012）、PAHs含量过高（张跃进等2007）等问题。1.1.2.3污水灌溉对农作物及人类健康的影响由于受土壤重金属和有机污染物的影响，对作物品质及生态指标也会产生较大影响，威胁食品安全，危害人体健康。污灌区人群健康状况已引起社会普遍关注：污灌区儿童血贫血率明显高于对照区，叙利亚污灌区8～12岁儿童患流感、链球菌性喉炎的几率显著大于清灌区（CarolineGrangieretal.2012）；1.2我国污灌区土壤Cd、PAHs污染现状据调查，我国因污水灌溉造成的土壤重金属污染中，尤以Hg和Cd的污染面积最大，问题最为突出。2003年全国约有1.33万hm2的农田土壤受到Cd的污染，涉及11个省市的25个地区（崔斌等2012）。多环芳烃（PAHs）是人类最早发现的致癌物，普遍存在于环境中，主要通过污水灌溉、再生水灌溉进入农田土壤。现阶段，我国农业土壤已广泛受到多环芳烃污染，我国部分地区如辽宁、北京、上海、天津等地已处于中等污染甚至严重污染水平，生态风险极高（董彦等2013）。1.2.1我国污灌区Cd污染现状污灌区是土壤重金属污染的多发地之一，特别是污灌所导致的土壤镉污染，因其污染程度高、范围广、毒性较强而引起更多的关注。 第一章前言3西北地区，陈涛（2012）等测定了西安某典型污灌区农田表层土壤重金属含量并对其污染现状及潜在风险进行评价，其结果表明：长期污灌已导致农田土壤7种重金属出现不同程度累积，按其污染指数排序为Cd>Hg>Ni>Cu>Zn>As>Cr>Pb；重金属综合潜在风险为“强”等级，Hg、Cd的环境影响占据主导；华北地区，吴光红（2008）等人对天津大沽河污灌区土壤中的重金属含量做了研究，结果显示：该污灌区耕作层Cd的含量为0.341mg·kg-1，污染指数（CF）和相对富集系数（REF）分别为3.8和4.5，属于重度污染和中度富集，且与1985年调查结果相比较，发现Cd的含量有所增加，聚类分析显示污水灌溉可能是导致Cd累积的主要原因。王婷等（2013）采集了天津市3条排污河污灌区受重金属污染农田的22个土样和油麦菜样品进行Hg和Cd含量测定，结果表明，22个土样中9个样点Cd超标，7个Hg含量超标，油麦菜样品中有60%以上受到Cd的污染。陈翠翠（2010）等依据Hakanson潜在生态风险指数法对太原市敦化污灌区农田土壤3种重金属（Hg、Cr、Cd）的潜在风险进行了评价：长期的污水灌溉导致灌区农田土壤Cd严重污染，平均含量达1.265mg·kg-1，Cd污染是造成土壤风险的主要因子，其潜在风险占总风险的68.4%~74.6%。东北地区沈阳张士灌区是我国发现最早、污染较严重的镉污染区。张士灌区引用含镉工业废水灌溉稻田30年，导致灌区内农田土壤大面积污染。其中有1067hm2的土壤平均含镉量3～7mg·kg-1，最高达到9.38mg·kg-1（崔力拓等2006），在重污染地区，农田表层土壤镉含量高出底层土壤50～1380倍之多，严重威胁人体健康。（綦巍2012）等采用地质累积指数评价方法，对辽宁沈抚污灌区土壤中Zn、Cu、Pb、Cd4种重金属元素的地球化学特征和空间分布进行了探究。结果表明：辽宁沈抚污灌区由于长期接受污水灌溉，造成了比较严重的土壤污染，其中元素Cu和Zn的污染范围最广，元素Cd的污染程度最高。华中地区，（朱桂芬2009）等经过调查研究发现，新乡市寺庄顶污灌区土壤中四种重金属元素（Cd、Ni、Zn、Cu）含量超标，其中以Cd污染程度最为严重：表层土壤镉含量为65.31mg·kg-1，达到国家土壤环境质量标准（GB15618-1995）所规定二级标准的108.85倍。1.2.2我国污灌区PAHs污染现状多环芳烃是持久性有机污染物之一，在环境中广泛存在（SunTR2010，YouWH2008），主要由煤、石油、木材、烟草等物质不完全燃烧产生（XuSY2009）。多环芳烃具有难降解性及“三致性”，进入环境后，由于其自身的憎水性及低溶解度，最终进入土壤，进而通过食物链进入生物体内（BozlakerA2008），引发多种癌症疾病。目前我国耕地土壤及城市土壤中多环芳烃污染已十分明显。我国部分城市由于大量引用未经处理的废水直接灌溉农田，已导致灌区土壤遭受不 4镉、芘单一和复合污染对龙葵土壤微生物和土壤酶的影响同程度的PAHs污染。目前，我国还未对土壤PAHs污染程度进行相关等级划分。参照Maliszewska建议的土壤PAHs污染程度的划分标准：无污染（<200μg·kg-1）、轻微污染Ⅰ（200～600μg·kg-1）、中等污染Ⅱ(600～1000μg·kg-1))和严重污染Ⅲ(>1000μg·kg-1)，我国很多污灌农田的PAHs污染已达中等污染甚至严重污染，代表性的有北京、天津、辽宁等地。陈素暖（2010）等比较了北京东南郊三个典型灌区：污水灌溉区、再生水灌溉区、清水灌溉区土壤中16种优控PAHs的分布特征，得出如下结论：各个土壤剖面中，PAHs主要累积在表土层，污水灌溉区、再生水灌区、清灌区表土的∑PAHs分别为726μg·kg-1、200μg·kg-1、34μg·kg-1；低环PAHs易向土壤剖面深层迁移，在表土以下层位占绝对优势，高环的PAHs迁移性则很弱，基本只分布在表层。根据各灌区剖面PAHs含量和土壤理化指标进行分析，得出TOC是多环芳烃在土壤剖面垂向迁移的主要影响因素。ChenY（2004）等通过采样分析发现，北京东南区污灌区表层土壤中的PAHs主要来自污水，且灌溉地点离污水水源越近土壤污染程度越大；污染最严重的采样点16种优控PAHs检出15种，∑PAHs介于41.8～916.0ng·kg-1。曹云者（2008）等采集了浑浦污灌区8个表层土样，发现8个样点∑PAHs含量介于120～1066μg·kg-1之间，总体污染程度较沈抚污灌区轻，但离浑河最近的点达到严重污染水平。曲健（2006）等研究了沈抚污灌区上游土壤中PAHs含量，表明污灌区土壤中的∑PAHs含量介于787～24570μg·kg-1，明显高于清灌区。污染程度介于中等污染与严重污染之间，且部分农田样点PAHs污染十分严重，生态风险极高。而其他地区也越来越多的受到PAHs的污染，Ping等（PingLF2007）研究表明，长江三角洲地区部分农村和市郊表层土壤多环芳烃总量范围为8.6~3381ugkg-1，其中苏州和无锡部分地区农田土壤中多环芳烃总量高达1000ugkg-1。姚林林（2013）等经过调查研究发现：山西太原市小店污灌区表土（0～10cm）土壤中16种目标PAHs的检出率为100%，∑PAHs含量范围在1342.06～26627.75μg·kg-1，平均值为6969.35μg·kg-1。浙江省表层土壤中USEPA16种PAHs的污染水平处于中度程度，总平均含量为445μg·kg-1，浓度范围为2．66～34145μg·kg-1，所有样品中PAHs的检出率为100％(孙建强2012)。1.2.3我国污灌区土壤PAHs、重金属复合污染研究进展目前，国内外对土壤中污染物的研究已逐渐从单一污染水平到复合污染，复合污染往往具有伴生性、综合性等特点，已然成为当今学者研究的热点。近些年来国内外已相继开展了重金属-重金属（谢正苗和黄昌勇1994；扬志新2000）以及有机物-有机物（XingandPignatello1998）复合污染方面的研究工作，并已取得相应的理论和成果，可是对于重金属与有机污染物复合污染的研究，由于其工作难度较大、耗时等原因，所以开展得相对较少。事实上，土壤中重金属-有机污染物复合污染是非常普遍的，例如：城市生 第一章前言5活垃圾、污水处理厂的污泥以及工业废水灌溉农田等造成的污染大都为复合污染。而我国土壤中重金属-PAHs复合污染既普遍存在又非常复杂。根据近年来的一些研究报道，我国许多区域的土壤存在重金属一PAHs、重金属一多氯联苯(polychloriIlatedbiphenyls，PCBs)复合污染(曲健等2006；Wu等2012；Yang等2011)。1.3土壤重金属和多环芳烃污染植物修复研究进展1.3.1植物修复PAHs污染土壤的机理（1）植物直接吸收、代谢PAHs植物能从土壤中直接吸收PAHs，进入植物体内的PAHs去向主要包括：A通过植物挥发进入大气或随蒸腾作用被分配到植物其它组织中；B与植物组织结合成非活性形态；C通过植物挥发、降解变为其它低毒甚至无毒的中间产物贮存于植物组织中（杨静2012）。植物对进入体内的PAHs的代谢及转化主要通过脱硫、羧基化、N-氧化、脱氨、S-氧化、无环烃和环烃氧化等反应进行。（2）植物根系分泌物及酶促进PAHs降解植物分泌物指植物根系在生长发育过程中向外界环境中分泌的各种有机化合物的总称，常见的植物分泌物种类包括糖类、有机酸、氨基酸、脂肪类及酶类等。根系分泌物可通过两种途径去除土壤中的PAHs：A直接作用，即酶类将PAHs直接降解为CO2和H2O或转化为无毒的中间产物；B间接作用，即植物分泌释放的硝酸还原酶、脱卤酶、过氧化物酶等酶类及其他分泌物与脱落的植物根冠细胞一起改善微生物生存、繁衍环境，从而达到提高微生物降解PAHs的目的（Rentzetal.2005；Kimetal.2004；杨艳等2010）。（3）植物根际强化微生物降解PAHs植物根际可促进微生物对PAHs的降解已得到证实：沈源源（2010）等研究发现土壤微生物本身具有去除环境中PAHs的能力，但相对较弱，植物存在条件下，土壤微生物PAHs去除能力可提高2%～4.7%。植物根际PAHs去除率较高的主要原因是根际区域内较大的微生物量及较高的微生物活性，据Walton和Anderson（2000）报道植物根际微生物数量可达非根际微生物数量的5～10倍甚至100倍之多。1.3.2植物修复PAHs污染土壤的几个影响因素（1）土壤因素土壤是修复植物生长的载体，土壤质地、C/N、肥力、有机质含量、酸碱性、微生物群落的组成等差异会通过影响种植植物的生长及土壤中PAHs的有效性间接影响植物修复效率。其次，土壤环境中PAHs的老化也会影响植物对其的去除效率。（2）PAHs的种类由于PAHs的种类繁多，不同分子量的PAHs、Kow等物理化学性质存在较大差异，会直接影响植物修复效率。沈源源（2011）等研究表明，经过90d的盆栽试验，禾本科 6镉、芘单一和复合污染对龙葵土壤微生物和土壤酶的影响与豆科植物均对三环PAHs的去除率最高，达79.2%～89.2%，其次是四环和五环PAHs，最后是六环，由此可以看出，植物修复PAHs污染时，修复难度随着PAHs分子量的增加而增加。（3）植物种类很多研究都指出，植物对土壤中的PAHs具有修复效果，但修复效果因植物种类不同而异（李小燕等2009），主要原因有以下几点：A不同植物（即使是同一植物不同生长阶段）吸收、累积PAHs的机制存在差异（HulsterandMuller1994）；B不同类型的植物根系形态、分布特点存在较大差异；C不同类型植物根系所产生的根系分泌物、酶类等的种类及数量存在差异（林道辉等2003）；D某些植物如豆科植物的根系可与固氮微生物形成共生关系，为PAHs的降解提供更加良好的外部环境（Fanetal.2008）。1.3.3土壤重金属和多环芳烃的相互作用对植物修复过程的影响植物修复重金属、PAHs复合污染土壤目前还处于初始阶段，已有报道结论存在不同程度的分歧，这是由于重金属与PAHs的相互作用对植物修复过程的影响取决于植物的种类、品种及污染物浓度、污染类型等。已有的重金属、PAHs相互作用影响植物修复效率的结论有以下几种：（1）重金属-PAHs复合污染提高了植物修复重金属的效率Zhang（2012）等在选用湿地植物Juncussubsecundus修复Cd、PAHs复合污染时，植物生长受到Cd-PAHs相互作用的影响，添加PAHs促进了Juncussubsecundus对Cd的吸收、积累和降解，但添加Cd却对PAHs的去除没有影响。（2）重金属-PAHs复合污染导致植物修复重金属和PAHs效率下降WangKai（2012）等对东南景天修复Cd-PAHs复合污染进行的试验，研究表明复合污染土壤中Cd和PAHs的去除率与Cd-PAHs相互作用显著相关：25、150mg·kg-1菲、芘的添加均导致东南景天地上部分镉含量降低，TF减小，菲、芘污染物的添加均不同程度降低了东南景天对Cd的修复效率，且芘的抑制作用大于菲。同时，芘的去除率随着Cd浓度的增大而降低。Zhang（2009）等年研究了玉米修复Cd-芘（PYR）复合污染土壤的研究，得出以下类似结论：玉米对Cd的平均提取率较低，仅为0.7%左右，芘的添加抑制了玉米对Cd的植物提取；Cd-芘复合污染条件下，随着Cd浓度的提高植物体内积累的芘含量逐渐增大，然而由于植物吸收、积累的芘含量还不到土壤芘去除总量的0.3%，因此，这种促进作用对土壤中芘的去除率影响很小，此外，向土壤中添加Cd导致无植物和种植玉米的处理中芘的降解均受到了抑制。Cd-芘复合污染条件下，紫花苜蓿的生长较单一污染受到了更为严重的抑制作用。无植物及种植苜蓿组的去除率与单一芘污染相比均显著下降，即Cd的加入抑制了芘的去除。此外，芘的加入也抑制了紫花苜蓿对镉的吸收、转移及积累，从而降低了植物对 第一章前言7Cd的修复效率（李跃鹏2012）。（3）不同条件的重金属-PAHs复合污染对植物修复效率的影响李廷强（2011）等采用盆栽试验研究了超富集与非超富集生态型东南景天对镉-苯并[a]芘（B[a]P）复合污染土壤的修复效果。研究发现：当镉浓度相同时，不同浓度的B[a]P对超富集生态型东南景天体内镉含量的影响不明显；而对于非超富集生态型东南景天，当土壤中镉浓度为1mg·kg-1时，5mg·kg-1B[a]P的添加明显促进了镉在植物地上及地下部分的累积。此外还发现，土壤B[a]P的去除率随着镉添加浓度的增大而减小。以上说明不同生态型的东南景天对镉-B[a]P复合污染的响应存在差异。谢素(2012)等对红薯修复芘、镉、铅复合污染过程进行研究，表明100mg·kg-1芘的添加对红薯根系吸收、积累镉具有抑制作用，却促进了铅向红薯地上部分的转运，300mg·kg-1芘的添加抑制铅向红薯地上部分的转运。此外，芘、镉、铅复合污染条件下，复合效应可促进根际区中芘的去除，而非根际土壤中当芘浓度为100mg·kg-1时，复合效应促进非根际区芘的去除；当芘浓度为300mg·kg-1时，复合效应却抑制非根际区芘的去除。此外，Sun(2011)等研究指出：Cd、Cu、Pb的加入抑制了万寿菊对B[a]P的吸收及万寿菊对B[a]P的降解。1.3.4土壤重金属和多环芳烃污染植物修复技术传统的土壤修复治理措施多是采用物理、化学或物化联用的方法，但由于其能耗大、存在二次污染等问题的限制，难以在现场实现应用（HaNTH2009）。在众多的土壤修复技术中，生物修复因其费用低、无二次污染、可与其他技术相结合等优点近年来被广泛用于土壤重金属和多环芳烃污染的修复，其主要原理是利用植物及其土壤环境中的微生物、酶等组成的复合体系去除环境中污染物。主要修复方式有植物降解、植物萃取、根际过滤、植物挥发等。1.3.4.1植物吸收重金属和多环芳烃等有机污染物都可通过植物根系被植物直接吸收进入植物体内。已有研究表明（李廷强2011）东南景天对土壤中多环芳烃及重金属都有一定的吸收能力。此外，也有研究发现（Zheng2009）植物吸收土壤和水体中的Cu2+时向环境中释放了大量的Ca2+。1.3.4.2植物转化研究表明，重金属离子从土壤环境中进入植物细胞后主要分布在细胞壁以及液泡中，原因可能是一部分重金属离子被细胞壁的特殊结构束缚无法向细胞内迁移，避免原生质部分受金属离子毒害，另一部分重金属离子进入原生质体后，与细胞内小分子物质配位结合后运送到液泡隔离（万敏2003，NiTH2003，Ramos2002）。（GaoYZ2005，LIH2002）等研究表明，多环芳烃进入植物体后，首先在细胞酶如单氧酶作用下发生羟 8镉、芘单一和复合污染对龙葵土壤微生物和土壤酶的影响基化反应并进一步氧化生成苯醌。1.3.4.3根际行为根际环境包括植物、微生物以及所存在的环境，三者互相作用、互相影响。当植物、微生物间为协同关系时才能体现其修复作用。此时植物对根际微生物具有促进生长作用：植物根系的泌氧功能分别在根系周围及外围形成氧化层、缺氧层和厌氧层，为微生物提供生长场所；同时，根系分泌物为根际微生物提供充分的营养物质。而根际微生物对植物修复污染物具有促进作用：根系微生物可提高重金属的生物有效性、降解多环芳烃或改变其存在形态，减轻对植物的毒害，促进植物对多环芳烃的吸收积累和降解（李跃鹏2012）。Yoshitomi（2001）等采用14C标记有机污染物芘，研究植物—微生物联合作用降解土壤中芘的实验，结果发现其根系分泌物对根际微生物活性和群落有明显的促进作用，从而增强了土壤中芘的降解效果。Rentz（2005）研究发现，向受试土壤中添加一定量的根系提取物后，土壤中苯并[a]芘的降解效果得到了显著的提高。1.3.4.4近些年来主要研究论文近年来关于植物修复土壤重金属-有机污染物复合污染的主要论文见 ）9）等））））2010200620082009等（2011a2011b等（）等（等（等（等（2008参考文献LinAlmeida（BattyKhanWeyensSunSun的时，的吸的吸-1PYRPCP的生长浓度为浓度的提CuZn，又能促进植含量AsCuTCEPHE50mg·kgPCP的降解的吸收并明显B.juncea时，PCP高浓度的降解-1PHE浓度为的内生菌后，明显促促进了植物对抑制了Ni的添加并不影响植物对B[a]PPCP浓度的提高促进了的添加会促进植物对的提取；污染物的相互影响作用在Cu降解；在100mg·kg高抑制了PAHs收积累PYR但促进了其地上部对收Pb的降解在接种既能降解降解进了二者的降解PHEAs物根部对降低溶液中残留三种重金属的添加抑制了植物对Ni，但Cd的提取Cu和PbZnAs重金属的植物提取从底泥中有效提取Cu从土壤中有效的提取未接种内生菌时的提取率低有效地从溶液中提取能有效提取对于吸收效率很低前言第一章-有机污染物复合污染相关研究报道的修复主要是通过的去除率提高的降解率较低重金属PHEB[a]P1有机污染物的去除本文作者未设置无植物对照组，未能说明是否具有根际修复作用12%~17%未接种内生菌时，去除效率较低对对植物根际微生物来实现表PYR污染介质新鲜土壤底泥新鲜土壤新鲜土壤溶液溶液新鲜土壤Table1Previousreportsonphytoremediationofmetalsandorganicconpoundsco-contamination；；oliumperenneLophanussativusalimioneortulacoidesrassicajunceaestucaarundinaceaoliummultiflorum.upinusluteusterisvittataL.植物种类LRHpBFLLLPTagetespatulai+TCE污染物组成Cu+PCPCu+PAHsZn+PYRPb+PYRNAs+PHECd/Pb/Cu+B[a]P ））））2011201120122012等（等（等（等（HuangYangXiaoWu-11.2mg·kg含量分别为、2.3的吸收降解较、DDTsCd各品种的根茎叶平均37.6对好植物不同浓度的复合污染均起到降解效果在大田和盆栽试验均能有效提取重金属、DDTs0.4、70.5-1降解作用很小降解有一定促进作没有降解作用PAHsCBAPCBs各品种的根茎叶平均含量分别为0.4mg·kg对对用对镉、芘单一和复合污染对龙葵土壤微生物和土壤酶的影响新鲜土壤长期污灌土壤新鲜土壤电子垃圾污染的农田土壤种不同基因型的icunuscommunislumbizincicola23RSolanumNigrumSedumalfrediiSedump10Cd+DDTsCd+PAHsCd+CBACd+Cu+PCBs 第一章前言111.4重金属-有机污染物复合污染的生物学过程重金属-有机污染物对土壤生物学的作用，主要是体现在土壤酶的活性从而间接影响有机污染物的降解。通常，重金属污染会降低土壤酶的活性，延长有机污染物的半衰期，减少呼吸作用等（周东美2000）。Shen等（2006）研究了重金属Cd、Zn、Pb与PAHs交互作用对土壤脲酶的影响，其研究结果表明，相对于上述两种重金属，Zn更易于PANs发生交互作用，Cd和Pb可促使Zn从土壤中释放从而增强Zn的生物可利用性。BarbaraM-K等（2003）研究表明PAHs与重金属复合污染的土壤对微生物活性和植物早期生长的影响高于PAHs或重金属单一污染土壤，但成熟的植物（玉米）对土壤污染水平并不敏感。土壤在重金属的影响下，其生物有效性和生物毒性与土壤中重金属的浓度存在相关关系（Wang2007）。有研究表明（沈国清2005），菲和镉复合污染对土壤微生物的生态毒理效应中，蔗糖酶、脱氢酶、脲酶均具有协同抑制作用，而对磷酸酶和微生物的数量具有拮抗抑制作用。张慧（2007）研究了镉与芘单一和复合污染条件下对土壤微生物的生态效应，结果表明，镉-芘复合污染对真菌和放线菌具有拮抗抑制作用，而对细菌数量具有协同抑制作用。吴著邦（2005）等探究了镉与苄嘧磺隆除草剂的单一污染和复合污染对土壤生物学指标的影响随时间的动态变化，结果发现，二者存在很明显的交互作用，对土壤生物学指标的影响是复合污染水平大于镉或苄嘧磺隆除草剂的单一污染水平。Ademola（2009）等研究了土壤中Pb和Hg的存在对DCA生物降解的影响，结果表明，由于Pb和Hg的存在使得DCA的降解速度减慢，且生物刺激是复合污染条件下有效增强DCA生物降解的有措施，而最佳的处理措施则要同时考虑土壤类型、土著微生物存在量、微生物活动可利用的营养物质以及重金属存在形式。Hong（2007）等研究了重金属现Cd、Hg和Cu对二苯并呋喃的生物降解影响，发现三种重金属不仅影响二苯并呋喃降解菌的生长，而且会对静止细胞的降解化合物能力产生影响。Lin（2007）等研究了重金属对甲基叔丁基醚(MTBE)生物降解的动力学影响，研究发现，由于重金属的加入导致MTBE降解率降低，由于重金属吸附进入微生物细胞或细胞表面重金属析出从而改变MTBE新陈代谢的活性部位；也有可能是金属与MTBE细胞代谢酶或生物降解酶结合而导致细胞变性或失活。中等浓度重金属对MTBE降解的有刺激作用，主要是由于良好的细胞生长和酶的合成状况，而抑制作用则由于与底物的结合力降低。Amor（2001）等对三种重金属Cd、Ni和Zn对烷基苯降解菌降解的毒性和抑制效应进行研究，结果发现Ni是三种重金属中毒性最低的，而Zn则是毒性则是最大的，且在低浓度时即表现出抑制作用。陈莉（2006）等研究了土壤中Cu、Zn等重金属元素存在时氰戊菊酯的降解情况，结果表明氰戊菊酯在土壤中降解主要是依靠微生物降解，重金属元素会对氰戊菊酯的降解产生较大的影响，当Cu2+、Zn2+浓度之200mg·kg-1时，氰戊菊酯的降解半衰期延长，降解速度减慢；而浓度较低时降解速度加快。陈皓等（2006）在研究Ni2+ 12镉、芘单一和复合污染对龙葵土壤微生物和土壤酶的影响对2-氯酚厌氧降解系统的影响时发现，Ni2+在低浓度的对2-氯酚的降解表现出促进作用，高浓度则表现出抑制作用，且浓度越高，抑制作用越强。王艮梅等（2006）研究发现有机物的存在能明显增加土壤中Cu的溶出，溶出能力受有机物的来源和性质的影响。1.5土壤污染对理化指标的影响土壤酶和土壤微生物是土壤的重要的组成部分，包括氧化酶、还原酶、脲酶、真菌、细菌、放线菌和小型动物等，但并不包括植物的残体，是植物生长必备的养分的重要来源，在生态系统中起着至关重要的作用（Giller1998，VigK2003），影响着土壤有机质的分解与转化，是整个生态系统的关键和动力，同时也是土壤养分转化过程中的重要的来源和储存库（周丽霞2007）。许多研究者认为土壤酶和土壤微生物可以指示土壤环境质量并被广泛应用于评价土壤质量（BhattacharyyaP2008，Wang2008，Kong2008，Vischetti2008）。A.K.Ghosh（2004）研究结果表明重金属明显降低了土壤微生物生物量碳含量。BhattacharyyaP.（2008）研究发现印度某使用了近百年的垃圾场土壤微生物生物量碳显著高于背景土壤，而且场内土壤中高含量的土壤微生物生物量碳是导致土壤中有机物质含量高的重要原因。Liao（2007）研究显示矿区重金属污染土壤微生物生物量碳的含量随着污染距离的增加而增加。土壤酶活性不仅易受土壤环境中的物理、化学及生物因素的影响，又能反映出土壤微生物的总体活性，对环境因素和人为因素都极其的敏感（Steven2006，Alfredo2005），常被作为指示土壤污染的重要生物活性之一（Wang2007）。Chaperon（2007）等在探究四中重金属对土壤肿的脱氢酶和脲酶的交互作用时发现，单一的重金属污染的毒性效应的实测值与四种重金属共同污染下的毒性效应的预测值相差很大。Sannino（2001）研究发现，四种杀虫剂对22个土壤样品的脲酶，磷酸酶和转化酶的影响结果是不同的，其中两种杀虫剂对脲酶和转化酶具有刺激作用，而另外两种杀虫剂则分别表现出抑制作用和无影响的结果。Adilia（2006）研究表明，长期重金属污染土壤的微生物量显著降低，土壤脱氢酶的活性也受到抑制。程凤侠（2009）等研究了重金属与有机污染物复合污染对水稻土壤酶活性的影响，结果表明复合污染条件下明显改变了两种污染物单一污染对土壤酶活性的毒性效应。Shen（2005）也对重金属和有机污染物复合污染对脲酶和脱氢酶的影响，结果是重金属与有机污染物的交互作用对土壤酶活性不仅与土壤的污染时间有关，也与污染物类型有关。1.6选题依据、目的、意义及研究内容1.6.1选题依据对咸阳灌区土壤监测结果显示，灌区土壤Cd范围在1.4-1.8mg/kg，平均值为1.6mg/kg，超过国家二级土壤标准，铅含量相对偏高，但没有超过国家二级土壤环境标准，有研究表明，Cd由于其迁移性极强，且容易被植物吸收并积累的特性，是毒性最强， 第一章前言13也是污染最为严重的重金属之一，因此选取重金属污染中具有代表性的Cd作为研究对象。由于多环芳烃类有机污染物具有由于其较强的吸附性和较低的水溶性等特性，成为目前土壤修复研究的热点。选择PAHs中具有代表性的四环化合物芘（Pyrene），作为有机污染物的代表性污染物为研究对象。1.6.2选题目的与意义针对我国污灌区重金属和有机污染物复合污染所导致的土壤质量严重退化、农业生态环境不断恶化、农业生产效率低下、农产品质量难以保证等农业生境问题，在借助国内外污灌农田及污染土壤修复理论与技术的基础上，加大对污灌区污染土壤治理和修复的技术研发和工程示范，扭转目前我国灌区土壤污染的严重局面，促进我国农业及生态环境的可持续发展。本论文主要通过对陕西灌区重金属（Cd）、有机污染物芘（Pyrene）单一及复合污染土壤的植物修复中的基础科学问题的研究，为我国灌区土壤受重金属污染的修复提供技术支撑与技术体系。1.6.3研究内容（1）Cd、芘单一及复合污染对土壤蔗糖酶、脲酶、碱性磷酸酶活性变化的影响；（2）Cd、芘单一及复合污染对土壤对龙葵根际微生物数量变化的影响。 14镉、芘单一和复合污染对龙葵土壤微生物和土壤酶的影响第二章试验材料与方法2.1材料与方法2.1.1供试土壤供试土壤采自中国杨凌农业示范区南校区校园土壤（0～20cm），土壤为褐土类，耧土亚类。土样采回后自然风干，过2mm筛后备用。土壤基本理化性质如下：pH8.02，有机质13.56g·kg-1,全氮1.74g·kg-1,硝态氮11.19mg·kg-1,铵态氮1.74mg·kg-1,速效磷7.04mg·kg-1,全钾18.51g·kg-1,速效钾81.81mg·kg-1,Cd0.34mg·kg-1,PYR未检出。2.1.2供试植物龙葵（Solanumnigrum）种子购自日当午农场2.1.3试剂与仪器试剂：牛肉膏、蛋白胨、琼脂、硝酸钾、磷酸氢二钾、硫酸镁、氯化钠、硫酸亚铁、淀粉、磷酸二氢钾、葡萄糖、盐酸、甲醇、三苯基甲媵、双氧水、硫酸、高锰酸钾、1，2，3．邻苯三酚、柠檬酸、磷酸、乙醚、重铬酸钾、甲苯、尿素、氢氧化钾、氢氧化钠、苯酚、乙醇、丙酮、次氯酸钠、硫酸铵、芘。仪器：分析天平、摇床、电炉、高压灭菌锅、无菌操作台、恒温培养箱、紫外可见光分光光度计、F96紫外荧光分光光度计。2.2试验设计与方法2.2.1试验设计盆栽试验在西北农林科技大学科研温室中进行。试验设置3个镉污染浓度1、5、25mg·kg-1和3个芘污染浓度：10、50、250mg·kg-1，1个对照组，每个浓度设立三个平行。将镉以氯化镉溶液形式、芘以丙酮溶液的形式加入土壤中，混合均匀，然后静置稳定直至丙酮完全挥发（约半个月）。稳定后的土壤按每盆3.5kg装盆，将龙葵种子播入盆中，待龙葵株高约2cm时定苗，最终每盆保留长势一致的6株幼苗，各污染水平均设置无植物对照组，所有处理均设3个重复。不定时浇水，保持土壤WHC60%左右，每隔20天取样一次，采样时间分别为0天、20天、40天、60天、80天。2.2.2各指标测定方法2.2.2.1土壤蔗糖酶测定方法（关松荫1986）试剂：pH5.5PBSbuffer：（1.193g磷酸氢二钠、8.624g磷酸二氢钾定容至1L）、8%蔗糖溶液、3,5—二硝基水杨酸：（0.5g二硝基水杨酸，20ml2mol/LNaOH加50ml蒸馏水，再加30g酒石酸钾钠，定容至100ml）操作步骤：称取1g风干土，加10ml8%蔗糖溶液，5mlbuffer，1ml甲苯溶液，于37℃ 第二章试验材料与方法15培养24h。取0.5ml滤液加3ml3,5—二硝基水杨酸，沸水浴5min，自来水冷却至室温后定容，508nm比色。计算方法：以24h后1g土壤中葡糖糖的质量(mg)表示蔗糖酶活性蔗糖酶活性=(A—B)×50／M式中：A一样品的光密度值从标准曲线查得的葡糖糖毫克数；B一无土对照的光密度值从标准曲线查得的葡糖糖毫克数；50—稀释倍数；M一风干土重。2.2.2.2土壤脲酶测定方法（关松荫1986）试剂：10%尿素pH6.7buffer:368g柠檬酸溶于600ml蒸馏水，295gKOH溶于蒸馏水，二液混合，调节pH至6.7，定容至2L苯酚钠：苯酚钠A：62.5g苯酚溶于少量乙醇，加2ml甲醇和18.5ml丙酮用乙醇稀释至100ml苯酚钠B：27gNaOH溶于100ml水中，2液保存至冰箱，用前各取20ml定容至100ml为苯酚钠液NaClO：22.5ml定容至200ml操作步骤：称取1g土，加5ml10%尿素，10mlbuffer，1ml甲苯，于37℃，培养24h后取0.2ml滤液，加4ml苯酚钠溶液和3mlNaClO溶液，显色20min后定容，578nm比色。标线：0.4717g硫酸铵定容至1000ml。稀释10倍为工作液。分取1、2.5、5、8、10、12、15ml至50ml容量瓶，加20ml蒸馏水，加4ml苯酚钠溶液和3mlNaClO溶液，显色20min后定容，578nm比色。计算方法：以24h后1g土壤中NH3—-N的质量(mg)表示脲酶活性脲酶活性=(A—B)×100／M式中：A—样品的光密度值从标准曲线查得的NH3—N毫克数：B一无土对照的光密度值从标准曲线查得的NH3—N毫克数；100一稀释倍数：M一风干土重。2.2.2.3土壤碱性磷酸酶测定方法（关松荫1986）试剂：0.5%磷酸苯二钠（用缓冲液配制）pH9.4硼酸盐缓冲液；氯代二溴对苯亚醌胺试剂：取0.125g2,6-二溴苯醌氯酰亚胺，用10mL96%乙醇溶解，贮于棕色瓶中，放冰箱备用。酚的标准溶液：酚原液：取1g重蒸酚荣誉蒸馏水中，稀释至1L，存于棕色瓶。酚工作液：取10mL酚原液稀释至1L。甲苯；0.3%硫酸铝溶液操作步骤：称取1g土，置于50mL三角瓶中，加0.5mL甲苯，轻摇15min后，加入10mL0.5% 16镉、芘单一和复合污染对龙葵土壤微生物和土壤酶的影响磷酸苯二钠（硼酸盐缓冲液），仔细摇匀后放入恒温箱，37℃培养24h。后于培养液中加20mL20%硫酸铝溶液并过虑。取0.5mL滤液于50mL容量瓶中，显色20min后定容，660nm处比色。标线：取1、3、5、7、9、11和13mL酚工作液于50mL容量瓶中，每瓶加入5mL缓冲液和4滴氯代二溴对苯亚醌胺试剂，显色后定容，660nm比色。计算方法：以24h后1g土壤中释出的酚的质量(mg)表示磷酸酶活性磷酸酶活性=(A—B)×50／M式中：A—样品的光密度值从标准曲线查得的酚的毫克数；B一无土对照的光密度值从标准曲线查得的酚的毫克数；50—稀释倍数；M一风干土重。2.2.2.4统计分析:土壤酶的抑制率计算方法为：抑制率％=(对照土样－处理土样)／对照土样×100％结果若为负数表示该酶活性被激活，激活率即为抑制率的绝对值。2.2.2.5细菌数量的测定方法（许光辉1986，中科院南土所）称取土壤鲜样10g在无菌条件下用无菌水配成不同浓度梯度悬浮液，取稀释度为l0-4，10-5，10-6壤悬浮液各100uL，接种于盛有灭菌的牛肉膏蛋白胨琼脂培养基的培养皿中，用无菌刮刀涂抹均匀。每个浓度3个重复，恒温(30℃)培养3d。牛肉膏蛋白胨琼脂培养基，配方如下：牛肉膏3.0g，琼脂18g，蛋白胨5.0g，蒸馏水1000mL，pH7.0-7.2；2.2.2.6真菌数量的测定方法（许光辉1986，中科院南土所）称取土壤鲜样10g，在无菌条件下用无菌水配成不同浓度梯度悬浮液，取稀释度为10-1，10-2，10-3的土壤悬浮液各100uL，接种于盛有灭菌的马丁氏培养基的培养皿中，用无菌刮刀涂抹均匀。每个浓度3个重复，恒温(30℃)培养4d。马丁氏培养基，配方如下：K2HPO41g，MgSO4·7H2O0.5g，蛋白胨5g，葡萄糖l0g，琼脂15～20g，水1000mL，自然pH2.2.2.7放线菌数量的测定方法（许光辉1986，中科院南土所）称取土壤鲜样10g，在无菌条件下用无菌水配成不同浓度梯度悬浮液，取稀释度为10-3、10-4、10-5的土壤悬浮液各100uL，接种于盛有灭菌的改良高氏一号培养基的培养皿中，用无菌刮刀涂抹均匀。每个浓度3个重复，恒温(30℃)培养5d。培养基改良高氏一号培养基，配方如下：KN031.0g；FeS04·7H200.01gK2HP040.5g；MgS04·7H200.5g 第二章试验材料与方法17NaCl0.5g；K2Cr2O70.01g琼脂20g；可溶性淀粉20g蒸馏水1000mlpH7.2-7.4 18镉、芘单一和复合污染对龙葵土壤微生物和土壤酶的影响第三章Cd、芘污染对龙葵根际土壤酶活性的影响3.1引言在土壤碳、氮、磷的循环过程中，对土壤酶的转化起着至关重要的作用，在不同的土壤环境中，供试植物根系分泌物对土壤酶的物理、化学及生物性质的改变和微生物数量的改变均起着关键性的作用，研究土壤酶的活性有助于帮助我们了解根际环境的物质循环的状况。由于污染物的存在，土壤中酶活性的变化会发生显著的变化。3.2不同浓度镉污染对土壤蔗糖酶的影响不同浓度镉污染对土壤蔗糖酶的影响如图3-1、图3-2所示，其中图3-1为土壤蔗糖酶抑制率变化的曲线图，图3-2为土壤蔗糖酶活性及其显著性分析。100Cd1Cd550Cd250（%）-50抑制率-100-150-2000d20d40d60d80d时间/天图3-1不同浓度镉污染对土壤蔗糖酶抑制率的变化Figer3-1TheInhibitionrateofchangesofinvertaseindifferentconcentrationsofcadmiumpollution图3-2不同浓度镉污染土壤蔗糖酶活性的影响Figer3-2TheinfluenceofinvertaseactivitiesinDifferentconcentrationsofcadmiumpollution 第三章Cd、芘污染对龙葵根际土壤酶活性的影响19从图3-1可以看出，不同浓度处理对土壤蔗糖酶活性抑制率不同，但主要表现为激活效应。各处理对土壤蔗糖酶抑制率变化范围分别为：1mg·kg-1：:-37.88%-78.03%；5mg·kg-1：-148.51%-39.29%；25mg·kg-1：-101.41%-32.40%；对土壤蔗糖酶活性激活率最高的出现在第40天，激活率最高达到148.51%；从第40天到第60天，各处理组对土壤蔗糖酶活性的影响表现为抑制作用，最大抑制率达到78.03%；这与重金属对酶产生的抑制作用有关，其作用机理可能因酶分子中的活性部位－巯基和含咪唑的配位结合，形成较稳定的络合物，产生了与底物的竞争性抑制作用，或者可能是由于重金属通过抑制土壤微生物的生长和繁殖，减少体内酶的合成和分泌，最终导致酶活性下降,此结果与刘登义等(2006)、滕应等(2006)研究结果一致。由图3-1可以看出，各处理组最大抑制效应出现在第60天，且从第60天到第80天，1mg·kg-1Cd污染与其他处理相比，其对土壤蔗糖酶的激活效应显著增强，抑制率变化范围为-9.29%-78.03%；从图3-1的变化趋势来看，各处理对土壤蔗糖酶活性的抑制率的变化趋势大体相似，均为先降低，再升高，最后降低。从图3-2显著性分析看出，在第60天时，各处理组与对照组均表现出显著性差异（p＜0.05），在其他四个时间段内，5mg·kg-1和25mg·kg-1与1mg·kg-1和对照组均表现出显著性差异，1mg·kg-1与对照无显著性差异。3.3不同浓度芘污染对土壤蔗糖酶的影响图3-3不同浓度芘污染土壤蔗糖酶抑制率的变化Figer3-3TheInhibitionrateofchangesofpyreneindifferentconcentrationsofcadmiumpollution 20镉、芘单一和复合污染对龙葵土壤微生物和土壤酶的影响3-4不同浓度芘污染土壤蔗糖酶活性的影响Figer3-4Theinfluenceofinvertaseactivitiesindifferentconcentrationsofpyrenepollution不同浓度芘污染对土壤蔗糖酶的影响如图3-3、图3-4所示，其中图3-3为土壤蔗糖酶抑制率变化的曲线图，图3-4为土壤蔗糖酶活性及其显著性分析。从图3-3可以看出，芘浓度为50mg·kg-1在第40天表现出激活作用，芘浓度为10mg·kg-1和250mg·kg-1在第80天表现出激活作用外，其他时间段均表现出抑制作用；各处理对土壤蔗糖酶抑制率变化范围分别为：10mg·kg-1：-10.28%-70.03%，50mg·kg-1：-2.79%-69.54%，250mg·kg-1：-5.82%-68.68%；10mg·kg-1对蔗糖酶活性抑制率最低出现在第80天，为-10.28%，50mg·kg-1对蔗糖酶活性抑制率最低出现在第40天，为-2.79%，250mg·kg-1对蔗糖酶抑制率最低出现在第80天，为-5.82%；从图可知，浓度为50mg·kg-1对蔗糖酶抑制率的变化趋势为“上升-下降-上升-下降”，10mg·kg-1和250mg·kg-1的变化趋势相似，为“上升-下降”，且均在第60天之后开始下降。与段学军(2004)等的研究结论转化酶对镉会表现出拮抗作用相一致。从图3-4显著性差异分析可以看出第20、60天各处理间均无显著性差异（p＞0.05），但各处理与对照组均达到显著性差异（p＜0.05），第0、40天50mg·kg-1与对照组达到显著差异，与其他两组处理无显著性差异，而在第80天，各处理组均与对照无显著性差异。 第三章Cd、芘污染对龙葵根际土壤酶活性的影响213.4不同浓度镉、芘复合污染对土壤蔗糖酶的影响图3-5不同浓度镉芘复合污染土壤蔗糖酶抑制率的变化Figer3-5TheInhibitionrateofchangesofinvertaseindifferentconcentrationsofcadmiumandpyrenecombinedpollution图3-6不同浓度镉、芘污染土壤蔗糖酶活性的影响Figer3-6Theinfluenceofinvertaseactivitiesindifferentconcentrationsofcadmiumandpyrenecombinedpollution不同浓度芘污染对土壤蔗糖酶的影响如图3-5、图3-6所示，其中图3-5为土壤蔗糖酶抑制率变化的曲线图，图3-6为土壤蔗糖酶活性及其显著性分析。从图3-5可以看出镉1mg·kg-1+芘10mg·kg-1在第40天、80天表现出激活作用，镉5mg·kg-1+芘50mg·kg-1在第40天开始表现出激活作用，镉25mg·kg-1+芘250mg·kg-1在第80天表现出激活作用，其他时间均表现出抑制作用；复合污染对蔗糖酶活性抑制率变化范围为，镉1mg·kg-1+芘10mg·kg-1：-12.76%-67.82%，镉5mg·kg-1+芘50mg·kg-1：-35.59%-70.89%，镉25mg·kg-1+芘250mg·kg-1：-12.26%-73.43%；镉1mg·kg-1+芘10mg·kg-1的最小抑制率为-12.76%，出现在第80天，镉5mg·kg-1+芘50mg·kg-1的最小抑制率为-35.59%，出现在第40天，镉25mg·kg-1+芘250mg·kg-1的最小抑制率为-12.26%，出现 22镉、芘单一和复合污染对龙葵土壤微生物和土壤酶的影响在第80天。从图可知，镉1mg·kg-1+芘10mg·kg-1和镉25mg·kg-1+芘250mg·kg-1的抑制率变化趋势大体相似，为“上升-下降-上升-下降”，镉25mg·kg-1+芘250mg·kg-1的抑制率变化趋势为“上升-下降”，且在第40天开始出现下降。总体来看，复合污染在不同浓度时蔗糖酶的活性均低于单一污染，即复合污染的毒性比镉、芘单一污染时要大，说明镉与芘发生了协同作用，程凤侠（2009）等研究结论GPS与Cu复合污染比单一污染要大，是由于GPS与Cu发生了协同作用相似。从图3-6可以看出第0、60天各处理组与对照有显著性差异（p＜0.05），第80天，各处理组之间无显著差异（p＞0.05），且与对照也无显著差异。第40天镉25mg·kg-1+芘250mg·kg-1与其他处理组间有显著差异，第20天，各处理组间无明显差异，但与对照达到显著差异。3.5不同浓度镉污染对土壤脲酶的影响不同浓度镉污染对土壤蔗糖酶的影响如图3-7、图3-8所示，其中图3-7为土壤蔗糖酶抑制率变化的曲线图，图3-8为土壤蔗糖酶活性及其显著性分析。图3-7不同浓度镉污染土壤脲酶抑制率的变化Figer3-7TheInhibitionrateofchangesofureaseindifferentconcentrationsofcadmiumpollution3-8不同浓度镉污染土壤脲酶活性的影响Figer3-8TheinfluenceofureaseactivitiesinDifferentconcentrationsofcadmiumpollution 第三章Cd、芘污染对龙葵根际土壤酶活性的影响23从图3-7可以看出，不同浓度Cd处理对脲酶的影响除在第40天有所抑制外，在其他时间段内均表现出激活作用，且从第40天到第60天激活作用趋势最为明显，1mg·kg-1的最大激活率出现在第20天，为54.74%。5mg·kg-1和10mg·kg-1的最大激活率均出现在第60天，分别为28.50%和58.88%，说明中间的抑制只是一种暂时现象，苗静(2009)等研究表明DOP的降解会生成毒性很大的邻苯二甲酸单酯、有机酸等使酶活性暂时受到抑制，而芘的降解可能会产生毒性较大的物质，随后随着植物的生长发育，毒性物质再次被降解，从而会出现暂时的抑制现象，对于芘的哪种降解产物会抑制酶活性，还有待研究。从图可以看出，Cd浓度为1mg·kg-1时对脲酶的激活效应最大；从第40天至80天，土壤脲酶的抑制率随着Cd浓度的升高而升高。从抑制率的变化趋势看，不同浓度的Cd处理对土壤脲酶的抑制率趋势大体相似，均是在第20天到第40天出现明显的抑制，即“激活-抑制-激活”。从图3-8可以看出，在第20、40、60、80天各处理组与对照差异均达到显著水平（p<0.05），而0天各处理组之间和处理组与对照不显著（p>0.05），第20、40天各处理组之间差异显著，而第60天1mg·kg-1和5mg·kg-1差异不显著，但与对照形成显著差异，第80天5mg·kg-1和25mg·kg-1之间差异不显著，同样与对照形成显著差异。3.6不同浓度芘污染对土壤脲酶的影响不同浓度镉污染对土壤蔗糖酶的影响如图3-9、图3-10所示，其中图3-9为土壤蔗糖酶抑制率变化的曲线图，图3-10为土壤蔗糖酶活性及其显著性分析。图3-9不同浓度芘污染土壤脲酶抑制率的变化Figer3-9TheInhibitionrateofchangesofureaseindifferentconcentrationsofpyrenepollution 24镉、芘单一和复合污染对龙葵土壤微生物和土壤酶的影响3-10不同浓度芘污染土壤脲酶活性的影响Figer3-10Theinfluenceofureaseactivitiesindifferentconcentrationsofpyrenepollution从图3-9可以看出，在植物生长前期（0-40天），除芘浓度为50mg·kg-1对脲酶是激活作用外，其他处理在此期间对土壤脲酶均为抑制作用，而在后期（40-80天）各处理对脲酶均表现出激活作用，最大激活率分别为：10mg·kg-1：39.06%、50mg·kg-1：25.81%、250mg·kg-1：22.38%，且均出现在第60天，与程凤侠（2009）等研究结论中GPS可以为微生物提供氮源和磷源相似，后期微生物能够利用芘作为碳源和能源，刺激自身生长，从而激活脲酶活性，且随着芘浓度的升高，对土壤脲酶的抑制率越大；与镉污染对脲酶的抑制率相似，不同浓度芘对脲酶的抑制率最大均出现在第40天；不同处理组对脲酶的抑制率变化趋势均为“先抑制-后激活”。从图3-10可以看出只有第40天、第60天，各处理组与对照达到显著差异水平（p<0.05），第0、20天，50mg·kg-1、150mg·kg-1与对照组表现出显著差异，10mg·kg-1与对照组无显著差异（p>0.05），第60天，各处理组之间无显著差异，但与对照组呈显著差异。3.7不同浓度镉、芘复合污染对土壤脲酶的影响不同浓度镉污染对土壤蔗糖酶的影响如图3-11、图3-12所示，其中图3-11为土壤蔗糖酶抑制率变化的曲线图，图3-12为土壤蔗糖酶活性及其显著性分析。图3-11不同浓度镉、芘复合污染土壤脲抑制率的变化Figer3-11TheInhibitionrateofchangesofureaseindifferentconcentrationsofcadmiumandpyrenecombinedpollution 第三章Cd、芘污染对龙葵根际土壤酶活性的影响25图3-12不同浓度镉、芘复合污染土壤脲酶活性的影响Figer3-12Theinfluenceofureaseactivitiesindifferentconcentrationsofcadmiumandpyrenecombinedpollution从图3-11可以看出，不同浓度镉、芘复合污染在植物生长前期（0-40天）均表现出抑制的作用，而在后期（40-80天）开始出现激活的作用，到第60天开始表现为激活效应；不同处理对脲酶的最大激活率为：Cd1mg·kg-1+B10mg·kg-1：26.18%、Cd5mg·kg-1+B50mg·kg-1：25.53%、Cd25mg·kg-1+B250mg·kg-1：39.24%，且对脲酶的激活率最大均出现在第60天；从图可知，不同处理对脲酶的抑制率的变化趋势均为“先抑制-后激活”。从图3-12显著性分析可以看出，只有第40天，各处理组与对照均达到显著性差异（p＜0.05），其他各时间段均有不同处理与对照无显著差异（p＞0.05），第0、40、60、80天Cd1mg·kg-1+B10mg·kg-1与Cd5mg·kg-1+B50mg·kg-1之间无显著差异，但与对照有显著差异，第20、40、60、80天Cd25mg·kg-1+B250mg·kg-1均与对照呈显著差异，此处理在第20、40、80天均与其他处理达到显著性差异。3.8不同浓度镉污染对土壤碱性磷酸酶的影响不同浓度镉污染对土壤蔗糖酶的影响如图3-13、图3-14所示，其中图3-13为土壤蔗糖酶抑制率变化的曲线图，图3-14为土壤蔗糖酶活性及其显著性分析。 26镉、芘单一和复合污染对龙葵土壤微生物和土壤酶的影响图3-13不同浓度镉污染土壤碱性磷酸酶抑制率的变化Figer3-13TheInhibitionrateofchangesofalkalinephosphataseindifferentconcentrationsofcadmiumpollution3-14不同浓度镉污染土壤碱性磷酸酶活性的影响Figer3-14Theinfluenceofalkalinephosphataseactivitiesindifferentconcentrationsofcadmiumpollution从图3-13可以看出，不同浓度Cd处理对土壤碱性磷酸酶大体都表现为激活作用，抑制率的变化范围分别为：1mg·kg-1：-32.50%-—-2.69%、5mg·kg-1：-52.63%—-3.23%、25mg·kg-1：-28.98%—-6.66%；除5mg·kg-1在第40天抑制率达到-52.63%外，其他两组处理对碱性磷酸酶抑制率最小均出现在第80天，且随着污染浓度的升高，对碱性磷酸酶的抑制率也升高；各处理组在前期（0-40天）随着时间的延长，对碱性磷酸酶不断激活，而在第40-60天，开始出现抑制现象，而在第60天后，随着时间延长，又开始不断的激活；但这种抑制作用却只是暂时的，前期（0-40天）产生了过多的磷酸基，而过多的磷酸基会抑制磷酸酶的活性，后期由于磷酸基为植物的生长提供了磷源，而消耗了磷酸基，从而促进微生物的生长，对磷酸酶有一定的激活作用（胡著邦2005），各处理对碱性磷酸酶抑制率的变化趋势为“下降-上升-下降”。从图3-14可知，第0、20、60 第三章Cd、芘污染对龙葵根际土壤酶活性的影响27天各处理之间和各处理与对照组之间均无显著性差异（p＞0.05），第40、80天各处理与对照组均达到显著差异（p＜0.05），但第80天各处理间却无显著差异，第40天1mg·kg-1与5mg·kg-1有显著差异，但与25mg·kg-1却无差异。3.9不同浓度芘污染对土壤碱性磷酸酶的影响不同浓度镉污染对土壤蔗糖酶的影响如图3-15、图3-16所示，其中图3-15为土壤蔗糖酶抑制率变化的曲线图，图3-16为土壤蔗糖酶活性及其显著性分析。图3-15不同浓度芘污染土壤碱性磷酸酶抑制率的变化Figer3-15TheInhibitionrateofchangesofalkalinephosphataseindifferentconcentrationsofpyrenepollution3-16不同浓度芘污染土壤碱性磷酸酶活性的影响Figer3-16Theinfluenceofalkalinephosphataseactivitiesindifferentconcentrationsofpyrenepollution从图3-13可以看出，不同浓度芘处理对土壤碱性磷酸酶大体都表现为激活作用，抑制率的变化范围分别为：1mg·kg-1：-45.09%-—-2.37%、5mg·kg-1：-59.16%—-6.72%、25mg·kg-1：-30.01%—-4.95%；各处理中对碱性磷酸酶抑制率最小出现在第40天，芘浓度为50mg·kg-1时，达到-59.16%；第20天时250mg·kg-1相对于其他组对碱性磷酸酶抑 28镉、芘单一和复合污染对龙葵土壤微生物和土壤酶的影响制率最小，其他时间250mg·kg-1对碱性磷酸酶的抑制率均小于另外两组，且浓度为50mg·kg-1的抑制率始终保持最小；不同处理对碱性磷酸酶抑制率变化趋势有所不同，250mg·kg-1表现出“下降-上升-下降”趋势，而另外两组则大体相同，即“上升-下降-上升-下降”。从图3-16显著性分析可看出，第0、20、60天各处理之间、各处理与对照组之间均无显著性差异（p＞0.05），第40天，10mg·kg-1、50mg·kg-1之间无显著差异，但与250mg·kg-1和对照组达到显著差异（p＜0.05），第80天10mg·kg-1、50mg·kg-1、对照组之间达到显著差异，但与25010mg·kg-1、50mg·kg-1无显著差异。3.10不同浓度镉、芘复合污染对土壤碱性磷酸酶的影响不同浓度镉污染对土壤蔗糖酶的影响如图3-17、图3-18所示，其中图3-17为土壤蔗糖酶抑制率变化的曲线图，图3-18为土壤蔗糖酶活性及其显著性分析。图3-17不同浓度镉、芘复合污染对土壤碱性磷酸酶抑制率的变化Figer3-17TheInhibitionrateofchangesofalkalinephosphataseindifferentconcentrationsofcadmiumandpyrenecombinedpollution3-18不同浓度镉、芘复合污染对土壤碱性磷酸酶活性的影响Figer3-16Theinfluenceofalkalinephosphataseactivitiesindifferentconcentrationsofcadmiumandpyrenecombinedpollution 第三章Cd、芘污染对龙葵根际土壤酶活性的影响29从图3-17中可以看出，不同浓度镉、芘复合污染对土壤碱性磷酸酶除低浓度复合污染外，总体表现出激活作用，各处理的抑制率范围在：Cd1mg·kg-1+芘10mg·kg-1：-60.65%—10.21%、Cd5mg·kg-1+芘50mg·kg-1：-53.61%-2.67%、Cd25mg·kg-1+芘250mg·kg-1：-31..62—9.21%，且对碱性磷酸酶的最大激活率均出现在第80天，从第60天到第80天，各处理对碱性磷酸酶的抑制率出现明显的下降，在此阶段内，随着污染物浓度的升高，各处理对碱性磷酸酶的抑制率也在升高；低浓度（d1mg·kg-1+芘10mg·kg-1）在前20天对碱性磷酸酶的抑制率逐渐升高，而其他两组处理则表现出下降趋势，20天后，各处理对碱性磷酸酶的抑制率变化趋势相似，均为“上升-下降”。原因可能是在中期（40-60天）镉与芘产生了拮抗效应，导致碱性磷酸酶活性下降，与侯宪文（2007）等研究结论复合效应弱化了两者的抑制效应，表现为拮抗效应相似。从图3-18显著性分析可以看出，第20、40、60天各处理之间、各处理与对照之间均无显著性差异（p＞0.05），Cd25mg·kg-1+芘250mg·kg-1在第0、80天与对照组和Cd5mg·kg-1+芘50mg·kg-1处理组有显著差异（p＜0.05）。3.11小结（1）不同浓度Cd污染对土壤蔗糖酶的作用主要表现为激活效应，各处理对土壤蔗糖酶的最大激活时间均为第40天，且5mg·kg-1处理土壤蔗糖酶的激活效应明显高于其他处理土壤；不同浓度芘污染对蔗糖酶的作用主要表现为抑制作用，10mg·kg-1处理土壤蔗糖酶的激活效应高于其他处理土壤，且在第80天各处理达到最大激活；Cd、芘复合污染对土壤蔗糖酶的作用主要表现为抑制作用，Cd5mg·kg-1+芘50mg·kg-1在第40天激活率达到最大，其他两组处理在第80天激活率达到最大；芘污染对土壤蔗糖酶的影响与Cd、芘复合污染对土壤蔗糖酶的影响情况大致相似，说明芘是影响土壤蔗糖酶活性的主要因子。（2）不同浓度Cd污染对土壤脲酶的作用主要表现为激活效应，只有在第40天各处理表现为抑制作用，第60-80天，土壤脲酶活性随着污染物浓度的增加而降低；不同浓度芘污染对土壤脲酶的作用主要表现为抑制效应，抑制效应最明显出现在第40天，而激活效应最明显则出现在第80天；不同浓度Cd、芘复合污染对土壤脲酶的作用主要表现为抑制效应效应，复合污染对土壤脲酶的抑制曲线与芘单一污染时的抑制曲线相似，抑制效应最明显出现在第40天，而激活效应最明显则出现在第80天；芘污染对土壤脲酶的影响与Cd、芘复合污染对土壤脲酶的影响情况大致相似，说明芘是影响土壤脲酶活性的主要因子。（3）不同浓度Cd污染对土壤碱性磷酸酶的作用主要表现为激活效应，5mg·kg-1污染处理在第40天对土壤碱性磷酸酶的抑制率达到最小，即激活效应最大，且明显高于其他 30镉、芘单一和复合污染对龙葵土壤微生物和土壤酶的影响两组处理，前20天各处理组对土壤碱性磷酸酶的抑制都较平缓；不同浓度芘污染对土壤碱性磷酸酶的作用主要表现为激活效应，与镉单一污染相似，50mg·kg-1污染处理在第40天对土壤碱性磷酸酶的抑制率达到最小，明显高于其他处理；不同浓度Cd、芘复合污染对土壤碱性磷酸酶的作用总体表现为激活效应，各处理对土壤碱性磷酸酶的抑制率最小出现在第80天，此阶段土壤碱性磷酸酶活性明显高于其他处理，第60-80天，土壤碱性磷酸酶活性随着污染物浓度的增加而降低； 第四章Cd、芘污染对土壤微生物数量的影响31第四章Cd、芘污染对土壤微生物数量的影响4.1引言土壤微生物数量和群落结构，即微生物多样性，是指土壤微生物的种类和种间的差异，包括细胞组成的多样性，生理功能多样性以及遗传物质的多样性（Aslas1993，Zak1994），土壤微生物数量和群落结构是表征土壤生态系统群落结构和稳定性的重要的参数，能较早的预测土壤环境污染状况的变化过程，被认为是最有潜力的感性生物指标之一，当有重金属或有机污染物进入土壤环境中后，首先会影响土壤微生物的生理生化活性，进而影响土壤环境中的微生物多样性（王金花2007）。4.2不同处理对土壤细菌数量的影响图4-1不同处理对土壤细菌抑制率的变化Figer4-1TheInhibitionrateofchangesononsoilbacteria表4-1镉芘污染对土壤中细菌数量的影响(平均值±标准差)Table4-1Effectsofcadmiumandpyrenecombinedpollutionononsoilbacteria(Means±SE)细菌（*107）/(CFU·g-1)培养时间/d第20天第40天第60天第80天CK2.09±0.15a2.08±0.26a2.14±0.22a1.78±0.12abCd11.77±0.33ab2.34±0.44a2.2±0.10a1.24±0.17deCd51.77±0.12ab0.97±0.46a2.08±0.31a1.02±0.16fCd251.50±0.29ab1.96±0.30a1.72±0.07ab1.64±0.06gB101.96±0.07ab2.2±0.13a2.18±0.17a1.08±0.10efB501.81±0.10ab1.88±0.07a1.90±0.16ab1.76±0.24abB2501.84±0.36ab1.77±0.10a1.84±0.07ab1.48±0.12cdCd1+B101.68±0.21ab2.00±0.11a1.88±0.08ab1.84±0.22aCd5+B501.56±0.41ab1.76±0.13a1.64±0.14ab1.57±0.39bcCd25+B2501.08±0.44b1.54±0.20a1.27±0.18a1.37±0.25de注（Note）：同列数据后不同小写字母表示差异达5%显著水平Valuesfollowedbydifferentsmalllettersinsamecolumnmeansignificantatthe5%levels,respectively.从图4-1可以看出，除镉污染1mg·kg-1和芘10在第40天、第60天，镉5mg·kg-1在第40天是激活外，其他不同处理组对细菌大体为抑制效应；镉处理对细菌的最大激 32镉、芘单一和复合污染对龙葵土壤微生物和土壤酶的影响活出现在第40天，浓度为1mg·kg-1，为12.5%，芘处理对细菌的最大激活同样出现在第40天，浓度为10mg·kg-1，为5.76%。而镉芘复合污染对细菌的最大激活出现在第80天，浓度为镉1mg·kg-1+芘10mg·kg-1，为3.37%；镉、芘单一和复合污染在相同时间段内，都随着污染物浓度的升高，抑制率逐渐增大；而不同时间段内，对细菌的抑制率在第20天开始下降，到第40天表现出最低，且对细菌的抑制率变化趋势均为“先降低再升高最后降低”。不同处理对土壤中细菌数量的影响见表4-2，不同处理间，土壤中细菌数量随着浓度的增加而减少。随着时间的延长，各处理在第40天和第60天时土壤中细菌数量达到最大，各处理间差异不显著。而在第80天，各处理中的土壤细菌数量均达到最少，且不同处理之间差异显著（p＜0.05）。其他时间段各处理之间差异不显著（p＞0.05）。4.3不同处理对土壤真菌数量的影响图4-2不同处理对土壤真菌抑制率的变化Figer4-2TheInhibitionrateofchangesononsoilfungi表4-2镉芘污染对土壤中真菌数量的影响(平均值±标准差)Table4-2Effectsofcadmiumandpyrenecombinedpollutiononsoilfungi(Means±SE)真菌（*105）/(CFU·g-1)培养时间/d第20天第40天第60天第80天CK1.16±0.10abc1.82±0.05ab1.96±0.18a2.26±0.14bCd11.10±0.11abc2.04±0.14a2.08±0.04a1.02±0.11cCd51.08±0.16abc1.76±0.05b1.84±0.02ab0.68±0.04efCd250.82±0.18bc1.18±0.08c1.32±0.19cde0.56±0.09efB101.20±0.07ab1.32±0.06c1.43±0.22ab0.96±0.13cdB501.14±0.25abc1.08±0.06d1.07±0.05cd0.74±0.16deB2500.98±0.09abc0.66±0.17e0.98±0.07e0.48±0.17cdeCd1+B101.06±0.12abc1.68±0.09b1.88±0.16a0.99±0.20cdCd5+B501.27±0.34a1.34±0.02c1.69±0.03abc0.80±0.18aCd25+B2500.76±0.17c0.88±0.05de1.14±0.03de0.45±0.20f注（Note）：同列数据后不同小写字母表示差异达5%显著水平Valuesfollowedbydifferentsmalllettersinsamecolumnmeansignificantatthe5%levels,respectively. 第四章Cd、芘污染对土壤微生物数量的影响33从表4-2可以看出，除镉浓度1mg·kg-1在第40天、60天、芘浓度10mg·kg-1以及镉5mg·kg-1+芘50mg·kg-1在第20天出现激活作用外，其他各处理组均表现出抑制作用；各处理对真菌的最大激活率是在第40天，浓度为1mg·kg-1，为12.09%，芘浓度对真菌的最大激活率为3.45%，镉芘复合污染对真菌的最大激活率为9.77%；同一时间内，不同处理对真菌的抑制率随着污染物浓度的升高而增大，不同时间内，除芘浓度50mg·kg-1和250mg·kg-1外，对真菌的抑制率的变化趋势均为先下降再上升，除镉污染对真菌抑制率最小出现在第40天外，其他各处理组均出现在第20天；不同处理对土壤中真菌数量的影响见表4-2，从表中可以看出，第40天镉浓度为1mg·kg-1时，土壤中真菌数量大于CK外，其他处理中土壤真菌数量均少于CK，且随着时间的延长，各处理组变化趋势均表现出先增加后减少的趋势。且同一时间内，镉污染和镉芘复合污染在第80天差异显著（p＜0.05），而镉芘复合污染在浓度为Cd5mg·kg-1+芘50mg·kg-1和Cd25mg·kg-1+芘250mg·kg-1，各时间段内均达到显著性差异，芘污染则是在第40天和第60天差异显著，但其他时间内各处理间并无显著差异（p＞0.05）。各处理土壤中真菌数量随着浓度的增加而减少。4.4不同处理对土壤放线菌数量的影响图4-3不同处理对土壤放线菌抑制率的变化Figer4-3TheInhibitionrateofchangesononsoilactinomycetes表4-3镉芘污染对土壤中放线菌数量的影响(平均值±标准差)Table4-3Effectsofcadmiumandpyrenecombinedpollutiononsoilactinomycetes(Means±SE)放线菌（*105）/(CFU·g-1)培养时间/d第20天第40天第60天第80天CK1.95±0.06a2.16±0.23ab2.04±0.03a1.98±0.03aCd11.76±0.11ab2.42±0.12a1.98±0.05ab1.76±0.05abCd51.68±0.04bc2.02±0.05ab1.64±0.03d1.58±0.12abcCd251.25±0.06de1.87±0.02bc1.87±0.04bc1.21±0.24cdeB101.14±0.17e2.06±0.07ab1.79±0.07cd1.87±0.06abB501.06±0.05ef1.76±0.01bcd1.72±0.03cd1.58±0.24abcB2500.87±0.04f1.43±0.07de1.43±0.04e0.99±0.10eCd1+B101.47±0.08cd1.89±0.09bc1.69±0.04d1.68±0.03abCd5+B501.56±0.04bc1.58±0.07cde1.46±0.03e1.47±0.05bcdCd25+B2501.02±0.11ef1.32±0.05e1.08±0.10f1.06±0.22de注（Note）：同列数据后不同小写字母表示差异达5%显著水平Valuesfollowedbydifferentsmalllettersinsamecolumnmeansignificantatthe5%levels,respectively. 34镉、芘单一和复合污染对龙葵土壤微生物和土壤酶的影响从图4-3可以看出，除镉污染1mg·kg-1和5mg·kg-1在第40天对放线菌是激活效应外，镉单一污染对放线菌总体是抑制作用，抑制率最小均出现在第40天，而1mg·kg-1对放线菌的激活率达到最大，为24.1%，同一时间段内，对放线菌数量的抑制率随着镉浓度的升高而增大；芘单一污染与镉单一污染相似，随着芘浓度的升高，在同一时间段内对放线菌的抑制率逐渐增大，芘污染的添加对放线菌抑制率最小出现在第40天，浓度为10mg·kg-1时，为-5.64%；镉芘复合污染对放线菌的抑制作用明显增强，各时间段内，同样是随着浓度的升高而抑制率增大；而总体来说，镉、芘污染对放线菌抑制率的变化趋势均为“下降-上升”趋势。从表4-3土壤中放线菌数量可以看出，第40天镉浓度为1mg·kg-1时，土壤中放线菌数量相对于CK最大，为124.1%。各处理中放线菌的数量均随着时间的延长表现出先增加后减少的趋势，同一时间内不同处理间随着浓度的增加，放线菌数量呈现出减少的趋势。不同处理在第20天和第40天时差异显著。4.5讨论本研究中，试验前期在添加镉芘污染物后，处理组的细菌、真菌、放线菌数量明显低于对照组，中期的低浓度镉芘污染时，对细菌、真菌、放线菌数量起到激活作用，其他处理均低于对照。不同处理间，土壤中细菌、真菌、放线菌数量随着污染物浓度的增加而减少，在中期微生物数量均达到最大值这可能是由于植物在中期生长旺盛，对土壤中污染物的富集作用较强，从而激活了土壤细菌、真菌和放线菌。由抑制率变化趋势图可知，第80天只有土壤真菌的抑制率全部在50%以上，而土壤中放线菌和细菌数量基本恢复到接近对照水平并保持稳定，由此可见放线菌、细菌在污染环境中易形成耐性菌种，并且在绝大多数修复研究中筛选得到的菌株也多属于放线菌和细菌（方齐乐2011，徐卫华2007）。据有关研究统计，筛选出来的重金属修复菌种主要有假单胞菌属、埃希氏菌属、芽胞杆菌属、肠杆菌属、硫酸盐还原菌和链霉菌等细菌和放线菌，它们主要运用自身的还原酶系把高毒价态还原成低毒价态，或者通过新陈代谢生成某些还原物质（如SH2、S、Fe2+等）间接还原重金属，或者分泌具有絮凝活性的物质与重金属相互凝聚沉淀，以降低生态毒性（黄顺红2009）。而且由于土壤中细菌和放线菌数量庞大，其作为土壤重金属与有机污染物复合污染修复的潜力巨大。4.6小结镉、芘单一和复合污染对土壤细菌、真菌、放线菌在不同时间段内大体是抑制作用，镉、芘单一和复合污染在相同时间段内，都随着污染物浓度的升高，对细菌、真菌、放线菌的抑制率逐渐增大；各处理组对细菌、放线菌的最小抑制率均出现在第40天；不同时间内，除芘浓度50mg·kg-1和250mg·kg-1外，对真菌的抑制率的变化趋势均为先下降再上升，除镉污染对真菌抑制率最小出现在第40天外，其他各处理组均出现在第20天。 第四章Cd、芘污染对土壤微生物数量的影响35第五章结论本论文采用温室盆栽方法研究重金属、有机污染物单一和复合污染对种植龙葵土壤中土壤蔗糖酶、脲酶、碱性磷酸酶和微生物数量的影响，在试验浓度范围内主要获得以下结论：(1)土壤重金属Cd对土壤酶活性的影响来看，在五次采样试验过程中，对土壤蔗糖酶和土壤碱性磷酸酶均起到激活作用；除第40天对土壤脲酶是抑制作用外，其他时间各处理对土壤脲酶均起到激活作用。镉污染对蔗糖酶和碱性磷酸酶抑制率的变化趋势为：“下降-上升-下降”，而对脲酶抑制率的变化趋势为“下降-上升-下降-上升”。(2)土壤有机污染物芘对土壤酶活性的影响来看，在五次采样试验中，对土壤碱性磷酸酶起到激活作用；对于土壤脲酶，0-40天，除中等浓度（50mg·kg-1）是激活作用外，其他处理均起到抑制作用，而40-80天，则起到激活作用；对于土壤蔗糖酶，中等浓度（50mg·kg-1）在第40天、低和高浓度（10mg·kg-1和250mg·kg-1）在第80天时激活作用外，其他则起到抑制作用。芘污染对蔗糖酶抑制率的变化趋势为：“上升-下降-上升-下降”，对脲酶抑制率的变化趋势为“先上升后下降”，对碱性磷酸酶抑制率的变化趋势为“下降-上升-下降”。(3)Cd、芘复合污染对土壤酶活性的影响，在五次采样试验中，除低浓度（Cd1mg·kg-1+芘10mg·kg-1）对土壤碱性磷酸酶是抑制作用外，其他均表现出激活作用；对于土壤脲酶，0-40天表现出抑制作用，而40-80天表现出激活作用；对于土壤蔗糖酶，低浓度在第40、80天，中等浓度（Cd5mg·kg-1+芘50mg·kg-1）在第40天，高浓度（Cd25mg·kg-1+芘250mg·kg-1）在第80天是激活作用外，其他均表现出抑制作用。镉芘复合污染对蔗糖酶抑制率的变化趋势与芘单一污染对蔗糖酶趋势一致即“上升-下降-上升-下降”，镉芘复合污染对脲酶抑制率变化为“下降-上升”，对碱性磷酸酶则与脲酶相反，即“先上升后下降”。(4)Cd、芘单一污染对细菌的最小抑制率均出现在第40天，而复合污染则出现在第80天；对真菌和放线菌的最小抑制率均出现在第40天；第80天只有土壤真菌的抑制率全部在50%以上，而土壤中放线菌和细菌数量基本恢复到接近对照水平并保持稳定，由此可见放线菌、细菌在污染环境中易形成耐性菌种。 36镉、芘单一和复合污染对龙葵土壤微生物和土壤酶的影响参考文献陈涛,常庆瑞,刘京,等.2012.长期污灌农田土壤重金属污染及潜在环境风险评价.农业环境科学学报,31(11):2152～2159.陈静,王学军,陶澍.2004.天津地区土壤多环芳烃在剖面中的纵向分布特征.环境科学学报,24(2):286～290.陈翠翠,梁锦陶,韩玉兰,等.2010.太原市敦化污灌区重金属污染的潜在生态风险评价及垂直分布特征.中国农学通报,26(10):314～318.陈素暖,何江涛,金爱芳,等.2010.多环芳烃在不同灌区土壤剖面的分布特征研究.环境科学与技术,10(33):10～14.陈莉,章钢娅,胡锋.2006.Cu、Zn对氰戊菊酯在土壤中降解的影响.江苏农业科学,(5):173～176.陈皓,陈玲,王虹,等.2006.Ni2+对2-氯酚厌氧降解系统的影响.环境科学研究,19(5):126～131.崔斌,王凌,张国印,等.2012.土壤重金属污染现状与危害及修复技术研究进展.安徽农业科学,40(1):373～375.崔力拓,耿世刚,李志伟.2006.我国农田土壤镉污染现状及防治对策.现代农业科技,11(21):184～185.曹云者,施烈焰,李丽和,等.2008.浑蒲污灌区表层土壤中多环芳烃的健康风险评价.农业环境科学学报,27(2):542～548.程风侠,司友斌,刘小红.2009.铜与草甘膦单一污染和复合污染对水稻土酶活性的影响.农业环境科学学报,28(1):84～88.董彦,韩甜甜,沈向,等.2013.我国农业土壤中Paths研究现状.山东农业大学学报(自然科学版),44(1):155～159.杜斌,龚娟,李佳乐.2010.太原市污水灌溉对水土环境的有机污染研究.人民长江,41(17):58～61.段学军,闵航.2004.Cod胁迫下稻田土壤生物活性与酶活性综合研究[J].农业环境科学学报,23(3):422～427.傅国伟.2012.中国水土重金属污染的防治对策.中国环境科学,32(2):373～376.方齐乐,陈宝梁.2011.高氯酸盐污染土壤及地下水的植物微生物修复研究进展[J].环境科学学报,31（8）:1569～1579.龚钟明,曹军,朱雪梅,等.2002.天津市郊污灌区农田土壤中的有机氯农药残留.环境农业保护,21(5):459～461.关松荫.1986.土壤酶及其研究法.北京:中国农业出版社.韩善龙,王宝盛,阮挺等.2012.不同水源灌溉的农田表层土壤中多氯联苯和多溴联苯醚的浓度分布特征.环境化学,31(7):958～969.胡海燕.2010.污染的灌溉水对农田土壤质量的影响.陕西:西北农林科技大学.胡慧蓉,王海龙,MarkKimberley.2010.长期污水灌溉后林地土壤中磷的含量与移动.环境科学,31(8):1951～1958.胡著邦,汪海珍,吴建军,等.2005.镉与苄嘧磺隆除草剂单一污染和复合污染土壤的微生物生态效应.浙江大学学报(农业与生命科学版),31(2):151～156.黄顺红.2009.铬渣堆场铬污染特征及其铬污染土壤微生物修复研究[D].长沙：中南大学.侯宪文,吴建军,徐建民.2007.铅-苄嘧磺隆对土壤微生物活性与群落结构的影响[J].中国环 参考文献37境科学,27(6):738-742.李跃鹏.2012.紫花苜蓿对土壤中镉-芘复合污染的修复及机理.广州：暨南大学李挺强,杨肖娥,龙新宪,等.2004.东南景天提取污染土壤中锌的潜力研究.水土保持学报,18(6):79～83.李廷强,董增施,姜宏,等.2011.东南景天对镉-苯并[a]芘复合污染土壤的修复效果．浙江大学学报(农业与生命科学版),7(4):465-472.李洪良,邵孝侯,黄鑫,等.2007.农田污水灌溉的危害研究进展与解决对策.节水灌溉,2:14～17.李小燕,杨红玉,倪进治.2009.土壤多环芳烃、重金属及其复合污染的植物修复研究进展.亚热带水土保持,21(4):40～44.林道辉,朱利中,高彦征.2003.土壤有机污染的植物修复及影响因素.应用生态学报,14,1799～1803.刘润堂,许建中.2002.中国污水灌溉现状、问题及其对策.中国水利,10:13～126.刘登义,严密,王友保,等.2006,.铜陵铜矿区凤丹根际和非根际土壤酶活性[J].应用生态学报,17(7):1315～1320.廖金凤.2001.城市化对土壤环境的影响.生态科学,20(1):91～95.苗静,祝惠,王鑫宏,等.2009.DOP与Pub单一及符合污染对土壤酶活性的影响[J].环境科学研究,22(7):856-861.彭华,王思维.2009.河南省典型农业区域土壤中多环芳烃污染状况研究.中国环境监测,25(2):61～68.綦巍,王恩德,曾婧.2012.辽宁沈抚污灌区土壤重金属环境质量评价.地质与资源,21(4):410～413.曲健,宋云横,苏娜.2006.沈抚灌区上游土壤中多环芳烃的含量分析.中国环境监测,22(3):29～31.孙建强.2012.浙江省表层土壤中持久性有毒物质的污染特征研究．浙江，浙江工业大学.沈源源.2010.多环芳烃污染土壤的植物-微生物联合修复效应.南京:南京农业大学.沈国清,陆贻通,洪静波,等.2005.菲和镉复合污染对土壤微生物的生态毒理效应.环境化学,24(6):662-665.石钰婷,何江涛,金爱芳,等.2011.北京市东南郊不同灌区表层土壤中Paths来源解析.现代地质,25(2):393～400.唐常源,陈建耀,宋献方,等.2006.农业污水灌溉对石家庄市近郊灌区地下水环境的影响.资源科学,28(1):102～108.滕应,骆永明,李振高.2008.土壤重金属复合污染对脲酶、磷酸酶及脱氢酶的影响[J].中国环境科学,28(2):147-152.王洪涛,张丽华.2009.辽宁省污灌区土壤中多环芳烃的测定.环境保护与循环经济,29(5):30～32.王婷,王静,孙红文,等.2012.天津农田土壤镉和汞污染及有效态提取剂筛选.农业环境科学学报,31(1):119～124.王艮梅，周立祥．2006.水溶性有机物在土壤剖面中的分馏及对Cu迁移的作用．环境科学，27(6)：1229～1234．王金花，2007.丁草胺-镉复合污染对土壤微生物的分子生态毒理效应与生物修复研究.上海:上海交通大学.万敏,周卫,林葆.2003.镉积累不同类型的小麦细胞镉的亚细胞和分子分布.中国农业科学,36(6):671-675.魏永霞.2009.典型污灌区土壤中有机氯农药污染特征及其影响因素研究.北京:中国地质大学. 38镉、芘单一和复合污染对龙葵土壤微生物和土壤酶的影响吴光红,苏睿先,李万庆,等.2008.大沽排污河污灌区土壤重金属富集特征和来源分析.环境科学,29(6):1693～1698.谢素.2012.红薯对芘、Cod、Pub复合污染土壤修复潜力的研究.广州:暨南大学.谢正苗,黄昌勇.1994.铅锌砷复台污染对水稻生长的影响.生志学报,14(2):215～217.许光辉,郑洪元.1986.土壤微生物分析方法手册.北京:农业出版社.徐卫华.2007.微生物还原C（rⅥ）特性与机理研究[D].长沙:湖南大学.闫冬春.2000.污水灌溉对农田土壤动物群落结构的影响.烟台大学学报,13(4):282～285.杨军.2005.污灌水中重金属对土壤和农作物的污染风险.重庆:西南农业大学.杨华锋.2005.北京地区污水灌溉农田若干特征研究.北京:中国农业大学.扬志新.2000.Cd、Zn、Pub单因素及复合污染对土壤酶括性的影响.土壤与环境,9(1):15～18.杨静.2012.PAHs污染土壤植物修复的根际效应及机制.浙江:浙江大学.杨艳,凌婉婷,高彦征,等.2010.几种多环芳烃的植物吸收作用及其对根系分泌物的影响.环境科学学报,30(3):593～599姚林林,张彩香,李佳乐,等.2013.污灌区土壤中多环芳烃的垂直分布及可能来源.环境科学,34(4):1553～1560.中科院南京土壤研究所微生物室.土壤微生物研究法.张晓燕.2012.白银城郊污水灌溉危害治理探索.环境整治，05:50-54.张乃英.2005.鞍山宋三污灌区土壤重金属污染状况评价.监测分析,41～44.张书海.2000.污灌区重金属污染对土壤的危害.环境监测管理与技术,12(2):22～24.张敏,蔡五田,孙琳,等.2011.典型污灌区土壤-地下水污染物迁移转化特征.中国环境科学学会学术年会论文集,1622～1627.张翠云,张胜,马琳娜,等.2012.污灌区地下水硝酸盐污染来源的氮同位素示踪.地球科学,37(2):350～356.张跃进,朱书全,肖汝.2007.浑河沿岸污灌区地下水中Paths分布特征研究.环境科学研究,20(1):7～11.张慧,党志,姚丽贤,等.2007.镉芘单一污染和复合污染对土壤微生物生态效应的影响.农业环境科学学报,26(6):2225～2230.周东美,王慎强,陈怀满.2000.土壤中有机污染物-重金属复合污染的交互作用.土壤与环境,9(2):143-145.周丽霞,丁明懋.2007.土壤微生物学特性对土壤健康的指示作用．生物多样性，15(2)：162～171.朱桂芬,张春燕,王建玲,等.2009.新乡市寺庄顶污灌区土壤及小麦重金属污染特征的研究.农业环境科学学报,28(2):263～268.AreolaO．Olaniran,AdhikaB,2009.BalakrishnaPillay．Impactsofheavymetalsonl,2一dichloroelhanebiodegradationinco-contaminatedsoil.JournalofEnvironmentalSciences,(21):661～666.AkmalM,XuJM,LiZJ,etal.2005.Effectsofleadandcadmiumnitrateonbiomassandsubstrateutilizationpatternofsoilmicrobialcommunities.Chemosphere,60(4):508～514.AlmeidaCMR,MuchaAP,DelgadoMFC,etal,2008.CanPAHsinfluenceCuaccumulationbysaltmarshplants?.MarineEnvironmentResearch,66(3):311～318.AlfredoPM,J．JulioOC,FranciscoC,eta1.2005.Changesinenzymeactivitiesandmicrobialbiomassafter“insitu”remediationofaheavymetal-contaminatedsoil.AppliedSoilEcology,(28):125～137. 参考文献39AtlasRM.1993.Diversityofmicrobialcommunity,AdMicrobEcol,7:1-47.AmorL,KermesC.VeigaMC.2001.Kineticsofinhibitioninthebiodegradationofmonoaromatichydrocarbonsinpresenceofheavymetals,BioresourceTechnology,78:181～185.AdiliaOliveira,MariaElisaPampulha.2006.EffectsofLong-TermHeavyMetalContaminationonSoilMicrobialCharacteristics.Journalofbioscienceandbioengineering,102(3):157～161.BhattacharyyaP,MitraA,ChakrabartiK,eta1.2008.Effectofheavymetalsonmicrobialbiomassandactivitiesincenturyoldlandfillsoil.EnvironMonitAssess,(136):299～306.BattyLC,AnslowM,2008.Effectofapolycyclicaromatichydrocarbononthephytoremediationofzincbytwoplantspecies(BrassicajunceaandFestucaarundinacea).InternationalJournalofPhytoremediation,10(3):236～251.BozlakerA,MuezzinogluA,OdabasiM．2008.Atmosphericconcentrations,drydepositionandair-soilexchangeofpolycyclicaromatichydrocarbons(PAHs)inanindustrialregioninTurkey.JournalofHazardousMaterials,153(3):1093～1102.BaumC,HrynkiewiczK,LeinewberP,etal.2006.Heavy-metalmobilizationanduptakebymycorrhizalandnonmycorrhizalwillows.JournalofPlantNutritionandSoilScience,169(4):516～522.BarbaraMK,BozenaS.2003.Habitatfunctionofagriculturalsoilsasaffectedbyheavymetalsandpolycyclicaromatichydrocarbonscontamination.EnvironmentInternational,(28):719～728.ChaperonS,SauvS.2007.Toxicityinteractionofmetals(Ag,Cu,Hg,Zn)toureaseanddehydrogenaseactivitiesinsoils.SoilBiolBiochem,,39(9):2329～2338.ChopraBK,BhatS,MikheenkoIP,etal.2007.Thecharacteristicofrhizospheremicrobesassociatedwithplantsinarsenic-contaminatedsoilsfromcattledipsites．ScienceoftheTotalEnvironment,378(3):331～342.CarolineG,ManzoorQ,MurariS,etal.2012.HealthImplicationsforChildreninWastewater-IrrigatedPeri-UrbanAleppo,Syria.WaterQualExpoHealth,06:232～238.ChenY,WangCX,WangZJ,etal.2004.Assessmentofthecontaminationandgenotoxicityofsoilirrigatedwithwastewater.PlantandSoil,261:189～196.DashtiN,KhanaferM,El-NemrI,etal.2009.Thepotentialofoil-utilizingbacterialconsortiaassociatedwithlegumerootnodulesforcleaningoilysoils.Chemosphere,74(10):1354～1359.EpeldeL,MijangosI,BecerrilJM,etal.2009.Soilmicrobialcommunityasbioindicatoroftherecoveryofsoilfunctioningderivedfrommetalphytoextractionwithsorghum.SoilBiology&Biochemistry,41(9):1788～1794.FanSX,LiPJ,GongZQ,etal.2008.Promotionofpyrenedegradationinrhizosphereofalfalfa(MedicagosativaL.).Chemosphere,71:1593～1598.GaoYZ,ZhuLZ.2005.Phytoremediationforphenanthreneandpyrenecontaminatedsoils.JournalofEnvironmentalSciences,17(1):14～18.GillerKE,WitterE,McGrathSP.1998.Toxicityofheavymetalstomicroorganismsandmicrobialprocessesinagriculturalsoils:areview.SoilBiolBiochem,30(10-11):1389～1414.GhoShA．K．,BhattacharyyaP,PalR.2004.EffectofarseniccontaminationonmicrobialbiomassanditsactivitiesinrseniccontaminatedsoilsofGangeticWestBengal,India.EnvironmentInternational,(30):491～499.HulsterA,MullerJF.1994.Soil-planttransferofpolychlorinateddibenzo-p-dioxinsanddibenzofurans 40镉、芘单一和复合污染对龙葵土壤微生物和土壤酶的影响tovegetablesofthecucumberfamily(cucurbitaceae).Environ.Sei.Teehnol,28:1110～1115.HaNTH,SakakibaraM,SanoS,etal.2009.Thepotentialofeleocharisacicularisforphytoremediation：casestudyatanabandonedminesite.Clean-Soil,Air,Water,37(3):203～208.HuangHG,YuN,WangLJ,etal,2011.ThephytoremediationportentialofbioenergycropRicinuscommunisforDDTsandcadmiumco-contaminatedsoil.BioresourceTechnology,102(23):11034～11038.HuangXD,El-AlawiY,PenroseDM,etal.2004.Amulti-processphytoremediationsystemforremovalofpolycyclicaromatichydrocarbonsfromcontaminatedsoils.EnvironmentalPollution,130(3):465～476.HongHB,NamIH,KimYM,eta1.2007.Effectofheavymetalsonthebiodegradationofdibenzofuraninliquidmedium.JournalofHazardousMaterials,(140):145～148.ImpellitteriCA,SaxeJK,CochranM,etal.2003.Predictingthebioavaillabilityofcopperandzincinsoils：modelingthepartitioningofpotentialbioavailablecopperandzincfromsolidtosoilsolution．EnvironmentalToxicologyandChemistry,22(6):1380～1386.KongW,ZhuY,FuB,ela1.2008.Effectoflong-termapplicationofchemicalfertilizersonmicrobialbiomassandfunctionaldiversityofablacksoil.Pedosphere,18(6):801～808.KimYB,ParkKY,ChungY,etal.2004.Phytoremediationofanthracenecontaminatedsoilsbydifferentplantspecies.JournalofPlantBiology,47:174～178.KhanS,HeshamAE,QingG,etal.2009.BiodegradationofpyreneandcatabolicgenesincontaminatedsoilscultivatedwithLoliummultiflorumL..JournalofSoulsandSediments.9(5):482～491.LiH,ShengG,ShengW,etal.2002.Uptakeoftrifluralinandlindanefromwaterbyryegrass．Chemosphere,48(3):335～341.LinCW,ChengYW,TsaiSL.2007.Influencesofmetalsonkineticsofmethyltert—butyletherbiodegradationbyOchrobactrumcytisi.Chemosphere,(69):1485～1491.LinQ,ShenKL,ZhaoHM,etal.2008.GrowthresponseofZeamaysL.inpyrene-copperco-contaminatedsoilandthefateofpollutants.JournalofHazardousMaterials,150(3):515～521.LiaoM,XieXM.2007.Effectofheavymetalsonsubstrateutilizationpattern,biomass，andactivityofmicrobialcommunitiesinareclaimedminingwastelandofredsoilarea.EcotoxicologyandEnvironmentalSafety,(66):217～223.NiTH,WeiYZ.2003.SubcellulardistributionofcadmiuminminingecotypeSedumalfredii．ActaBotanicaSinica,45(8):925～928.PingLF,LuoYM,ZhangHB,etal.DistributionofPolycyclicaromatichydrocarbonsinthirtytypicalsoilprofilesintheYangtzeRiverDeltaregion,eastChina.EnvironmentalPollution,2007,147(2):358～365.RentzJA,AlvarezPJJ,SehnoorJL,etal.2005.Benzo[a]pyreneco-metabolisminthepresenceofplantrootextractsandexudates:implicationsofphytoremediation.EnvironmentalPollution,136:477～484.RamosI,EstebanE,LucenaJJ,etall.2002.CadmiumuptakeandsubcellulardistributioninplantsofLactucasp．Cd-Mninteraction.PlantScience,162(5):761～767.RezekJ,WiescheC,MackovaM,etal．2009.BiodegradationofPAHsinlong-termcontaminatedsoilcultivatedwithEuropeanwhitebirch(Betulapendula)andredmulberry(Morusrubra)rees．InternationalJournalofPhytoremediation,11(1):65～80.SunTR,CangL,WangQY,etal．2010.Rolesofabioticlosses,microbes,plantroots,androot 参考文献41exudatesonphytoremediationofPAHsinabarrensoil.JournalofHazardousMaterials,176(1-3):919～925.SunYB,ZhouQX,XuYM,etal.2011.Phytoremediationforco-contaminatedsoilsofbenzo[a]pyrene(B[a]P)andheavymetalsusingornamentalplantTagetespatula.JournalofHazardousMaterials,186:2075～2082.SunL,YanXL,WenY,etal.2011a.InteractionsofarsenicandphenanthreneontheiruptakeandantioxidativeresponseinPterisvittataL..EnvironmentPollution,159(12)3398～3405.SastreJ,HernandezE,RodriguezR,etal．2004.Useofsorptionandextractionteststopredictthedynamicsoftheinteractionoftraceelementsinagriculturalsoilscontaminatedbyaminetailingaccident．ScienceoftheTotalEnvironment,329(1-3)：261～281．StevenD,Allison,JulieDJastrow.2006.Activitiesofextracellularenzymesinphysicallyisolatedfractionsofrestoredgrasslandsoils.SoilBiology&Biochemistry,(38):3245～3256.SanninoF．,GianfredaL.2001.Pesticideinfluenceonsoilenzymaticactivities.Chemosphere,(45):417～425.ShenGQ,LuYT,HongJB.2006.Combinedeffectofheavymetalsandpolycyelicaromatichydrocarbonsonill-easeactivityinsoil.EcotoxicologyandEnvironmentalSafety,(63):474～480.ShenGuoqing,LuYitong,ZhouQixing,eta1.2005.Interactionofpolycyclicaromatichydrocarbonsandheavymetalsonsoilenzyme.Chemosphere,(61):l175～1182.VischeltiC,MonaciE,CardinaliA,eta1.2008.Theeffectofinitialconcentration,co-applicationandrepeatedapplicationsonpesticidedegradationinabiobedmixture.Chemosphere,72(11):1739～1743.VigK,MegharajM,SethunathanN,eta1.2003.Bioavailabilityandtoxicityofcadmiumtomicroorganismsandtheiractivitiesinsoil:areview.AdvEnvironRes,8(1):121～135.WuLH,LiZ,LiuL,etal.2012.Phytoremediationofsoilcontaminatedwithcadmium,cooperandpolychlorinatedbiphenyls.InternationalJournalofPhytoremediation.14(6):570-584.WangK,ZhuZQ,HuangHG,etal.2012.InteractiveeffectsofCdandPAHsoncontaminantremovalfromco-contaminatedsoilplantedwithhyperaccumulatorplantSedumalfredii.JSoilsSediments,12:556～564.WangYP,ShiJY,LinQ,ela1.2007.HeavymetalavailabilityandimpactonactivityofsoilmicroorganismsalongaCu／Zncontaminationgradient.JournalofEnvironmentalSciences,(19):848～853.WangY,ShiJ,WangH,eta1.2007.Theinfluenceofsoilheavymetalspollutiononsoilmicrobialbiomass，enzymeactivity,andcommunitycompositionnearacoppersmelter.EcotoxicolEnvironSaf,67(1):75～81.WeyensN,CroesS,DupaeJ,etal.2010.EndophyticbacteriaimprovephytoremediationofNiandco-contamination.EnvironmentPollution,158(7)2422～2427.WangY,LiQ,ShiJ,eta1.2008.Assessmentofmicrobialactivityandbacterialcommunitycompositionintherhizosphereofacopperaccumulatorandanon-accumulator.SoilBiolBiochern,40(5):1167～1177.XuSY,ChenYX,LinKF,etal.2009.Removalofpyrenefromcontaminatedsoilsbywhiteclover.Pedosphere,,19(2):265～272.WaltonBT,AndersonTA.2000.Engineeringbacteriaforbioremediation.CurrentOpinionin 42镉、芘单一和复合污染对龙葵土壤微生物和土壤酶的影响Biotechnology,3:262～270.XiaoWD,WangH,LiTQ.2012.BioremediationofCdandcarbendazimco-contaminatedsoilbyCd-hyperaccummulatorSedumalfrediiassociatedwithcarbendazim-degradingbacterialstrains.EnvironmentalScienceandPollutionResearch.DOI10.1007/s11356-012-0902-4.YouWH,DongXY,QingML,etal.2008.Accumulationandbiodegradationofphenanthreneandfluoranthenebythealgaeenrichedfromamangroveaquaticecosystem.MarinePollutionBulletin,56(8):1400～1405.YangCJ,ZhouQX,WeiSH,HuYH,etal.2011.Chemical-assistedphytoremediationofCd-PAHscontaminatedsoilsusingSolanumnigrum.L.InernationalJournalofPhytoremediation,13(8):818～833.YoshitomiKJ,ShannJR.2001.Corn(ZeamaysL.)rootexudatesandtheirimpacton14C-pyrenemineralization.SoilBiology&Bioehemistry,33(12-13):1769-1776.ZhangH,DangZ,ZhengLC,etal.2009.Remediationofsoilco-contaminatedwithpyreneandcadmiumbygrowingmaize(ZeamaysL.).InternationalJournalofEnvironmentalScienceandTechnology,6(2):249～258ZakJC,WillingMR,MooreheadDL,etal.1994.Functionaldiversityofmicrobialcommunities:aquantitativeapproach,SoilBiochem,26:1101-1108.ZhangXC,LinL,ChenMY,ZhuZQ,etal.2012.AnonpathogenicFusariumoxysporumstrainenhancesphytoextractionofheavymetalsbythehyperaccumulatorSedumalfrediiHance.JournalofHazardousMaterials.2012,DOI:10.1016/j.jhazmat.ZhangZH,RengelZ,ChangH,etal.2012.PhytoremediationpotentialofJuncussubsecundusinsoilscontaminatedwithcadmiumandpolynucleararomatichydrocarbons(PAHs).Geoderma,(175-176):1～8.ZhengJC,FengHM,LamaMHW,etal.2009.RemovalofCu(II)inaqueousmediabybiosorptionusingwaterhyacinthrootsasabiosorbentmaterial.JournalofHazardousMaterials,171(1-3):780～785. 参考文献43致谢本论文是在尊敬的导师呼世斌教授的指导下完成的。在试验的研究过程中，呼老师承担了论文的全部指导工作，从构思、选题、实施到撰写，每一个环节无不倾注着导师的大量心血。呼老师渊博的学识、严谨的治学态度、精益求精的工作作风和诲人不倦的高尚师德，都深深地感染和激励着我。这些都将对我今后的学习、工作和生活产生深远的影响，，我必铭记终生。在此向我尊敬的导师致以最衷心的感谢和最崇高的敬意！在论文的开题论证及论文答辩中，得到了张增强教授、孟昭福教授、高鹏程副教授、刘书慧教授、杨亚提副教授的指导；在实验分析过程中，院中心实验室的许安民、华英、李晓涵等老师在仪器、试剂等的的使用上提供了极大的方便：师姐贾婵、张春慧、韩玉捷，同门王效国、曾鑫、王阳，师妹王娇娇、柴琴以及我的女朋友陈钦程在实验过程中均给予了我大力支持和帮助，在此向各位表示衷心的感谢！特别感谢我的师母冯贵颖老师在学习和生活中给我无微不至的关怀、鼓励以及帮助！特别感谢我的父母，是他们用无私的爱哺育我长大，是他们的理解与支持支撑着我，使我一步步迈向自己的人生目标。同时对论文评审专家和答辩委员会各位老师付出的辛勤劳动表示诚挚的感谢。程治文2015年5月于杨凌 44镉、芘单一和复合污染对龙葵土壤微生物和土壤酶的影响作者简介程治文，男，汉族，1990年1月生于内蒙古呼伦贝尔。2008年9月至2012年6月，就读于台州学院生命科学学院环境工程专业；2012年9月进入西北农林科技大学资源环境学院，攻读硕士学位，就读环境工程专业，师从呼世斌教授，主要从事重金属有机污染物复合污染土壤修复的研究工作。攻读研究生期间发表的论文：1、程治文，呼世斌。落叶松人工林土壤硝态氮和铵态氮的动态。东北林业大学学报(自然科学版)，2014，,4（10）：80-822、程治文，呼世斌，陈钦程，王效国。镉芘单一污染对龙葵土壤酶的影响。东北农业大学学报(自然科学版)，（已收录）3、贾婵，呼世斌，张春慧，王效国，程治文。苏丹草对镉-芘复合污染的修复作用。农业环境科学学报，2014，33（6）:1139-11454、王效国，呼世斌，程治文等。大豆、龙葵单作和间作对芘污染土壤的修复。环境工程学报（已收录）