谷盼妮，王美娥，陈卫平

1. 中国科学院生态环境研究中心城市与区域生态国家重点实验室，北京 100085 2. 中国科学院大学，北京 100039

环草隆对城市绿地重金属污染土壤有机氮矿化、基础呼吸及相关酶活性的影响

谷盼妮1,2，王美娥1,*，陈卫平1

1. 中国科学院生态环境研究中心城市与区域生态国家重点实验室，北京 100085 2. 中国科学院大学，北京 100039

城市土壤重金属和有机污染物复合污染广泛存在，而城市草坪除草剂的应用使城市绿地土壤的农药污染问题成为了新的关注点。为了准确评价城市绿地重金属污染土壤的农药污染生态风险，选择不同重金属污染程度的土壤为研究对象，以土壤有机氮矿化量、基础呼吸以及土壤酶活性为指标，采用室内模拟试验方法，探讨了草坪除草剂环草隆污染对土壤微生物的生态毒理效应。结果表明：(1)土壤有机氮矿化、基础呼吸、芳基硫酸酯酶和碱性磷酸酶对重金属和环草隆污染响应较为敏感，脲酶和蔗糖酶对重金属和环草隆污染不敏感。(2)环草隆浓度为0～1 000 mg·kg-1范围内，和污染较轻的样点N土壤的碱性磷酸酶活性抑制(激活)率的线性相关关系显著，和污染较为严重的样点D和G土壤的芳基硫酸酯酶活性抑制(激活)率的线性关系显著。(3)土壤中环草隆对样点D和G土壤芳香硫酸酯酶活性、对样点N土壤碱性磷酸酶活性抑制(激活)率的EC10分别为568 mg·kg-1、1 306 mg·kg-1(抑制值)和56 mg·kg-1(激活值)、99 mg·kg-1，EC50分别为1 901 mg·kg-1、3 806 mg·kg-1、2 321 mg·kg-1。以上研究结果能够为城市土壤重金属和农药复合污染生态风险评价提供基础数据和技术方法。

城市绿地重金属污染土壤；环草隆；氮矿化；基础呼吸；土壤酶；剂量-效应关系

城市土壤是城市生态系统的最主要组成成分，城市土壤退化也是城市生态环境问题中的一个关键环节。城市绿地土壤的主要生态服务功能体现在吸纳、滞留和转化污染物，在化学饱和之前对污染物起着净化作用，其次是为绿色植物、土壤动物和微生物提供栖息地和能量，因此，城市绿地土壤对城市的可持续发展具有重要意义[1]。

草坪生态系统作为一个具有自净功能的子系统，已成为城市生态系统的重要组成成分，近年来，北京市的草坪面积一直呈高速增长态势，平均每年新增草坪面积约150多万 m2，截止到2008年底北京市草坪总面积已达到14 733万m2，人均拥有草坪面积量居全国前列。草坪面积的快速增长在美化城市环境、为人们提供更多休闲运动场所的同时，由于在养护过程中使用了大量化肥农药，对大气、水体和土壤产生的农药面源污染问题日显突出[2]。而土壤重金属污染是城市绿地土壤的重要特征之一[3-4]，对于怎样应对在应用草坪生态系统过程中所产生的一些问题是当前在大规模进行城市生态建设中值得认真探索和解决的重要课题[5]。

在北方地区，草坪中禾本科杂草的主要种类为马唐、稗草、狗尾草和牛筋草，它们普遍表现为种子寿命长及非连续性萌发造成发生不整齐，繁殖率高，分蘖和根系扩展快，抗药性强，具有比草坪草更高的抗逆性和竞争力，其存在严重影响观瞻和草坪草的管理。目前对于禾本科杂草防除常用的草坪除草剂品种有消禾、消杂、镢莎、环草隆等。其中，环草隆是北方城市应用较为广泛的一种冷季型草坪播后苗前最优秀的草坪除草剂，制剂为50%可湿性粉剂，对草坪种子的萌发无不良影响，可以有效地控制狗尾草、止血马唐、毛雀麦和稗草。Martens和Bremner[6]研究了9种苗前除草剂和9种苗期除草剂对土壤中尿素的水解和尿素氮的硝化作用的影响，结果表明，在某一尿素氮浓度下，只有环草隆对土壤的硝化作用没有影响。Fields和Hemphill[7]的研究也表明，环草隆能减少一些土壤固氮菌的数量，对土壤固氮作用产生影响，但不会破坏土壤的氮素平衡。可见，环草隆对土壤的干扰程度相对较小。

至今为止对草坪除草剂的生态环境效应研究大多关注于对地下水的生态风险，Starrett等[8]对草坪除草剂2,4-D等的研究结果表明，草坪灌溉频率对除草剂的往下迁移具有重要影响，灌溉频繁容易导致2,4-D的向下淋溶。Hixson等[9]对草坪除草剂西马津的研究结果表明，在草坪生态环境中，西马津由于较强的生物降解作用以及与土壤有机质的紧密结合导致其淋溶比例极小。早期的研究结果表明，环草隆淋溶较少，较多累积于表层土壤，生物降解速率中等，对一些土壤细菌如Azotobacter sp.和Chlorella vulgaris的生长具有抑制作用[7,10]。而关于环草隆的其他生态效应和环境行为如对土壤微生物毒性效应的报道相对较少。

在土壤污染生态风险评价中，污染物剂量与生态效应之间的定量关系极为重要。由于生物学反应在较长时间内或者较广污染物浓度范围内一般呈非线性，因此，使生物指示物反应法评估土壤污染风险变得较为复杂。本研究以常用草坪除草剂环草隆为例，通过其对土壤微生物活性及土壤酶活等方面的影响研究，试图筛选出一个或几个对环草隆污染敏感的与土壤生态功能有关的指标，同时确定其与土壤污染物浓度之间呈线性关系的污染物浓度范围，为准确定量污染物剂量与土壤生态功能效应之间的相关关系，为城市土壤污染的生态风险评价提供理论基础和数据支持。

1　材料与方法 (Materials and methods)

1.1仪器与试剂

仪器：激光粒度仪Malvem Master Sizer 2000(Malvem Co., England)，Elementar Vario EL Ⅲ(Hanau Germany)，紫外分光光度计UV-1700(Shimadzu, Japan)，多功能酶标仪SPECTRA max 190(Molecular Devices Co., America)。

试剂：环草隆，50%可湿性粉剂；重金属含量测定所用试剂为国产优级纯试剂；其他步骤所用试剂为国产分析纯试剂。

1.2供试土壤

土壤取自北京市南馆公园，采用五点混合采样法采取0～20 cm表层土壤，选取不同重金属污染程度的3个样点N、D、G(污染程度：N

1.3实验方法1.3.1试验设计及土壤处理

环草隆建议施用量：50%环草隆可湿性粉剂4.5～13.5 kg·ha-1。按10 kg·ha-1计算每千克土壤中环草隆实际施用量得值3.33 mg·kg-1，在此基础上以每增加一个数量级的方式确定本实验环草隆添加浓度为：0、3、30、300、1 000 mg·kg-1。称取300 g新鲜土壤于500 mL三角瓶中，将环草隆用蒸馏水溶解配制成相应浓度的水溶液添加到供试土壤中，反复搅拌，充分混合，使污染物在土壤中分布均匀。将土壤含水量调至田间持水量的60%，覆盖无菌封口膜，置于25 ℃恒温培养箱中避光培养。每隔2～3天用称重法调节土壤含水量，实验持续时间为32 d，分别于培养第1、7、15、32天取样测定。将其中一部分土壤风干，用于土壤脲酶、芳基硫酸酯酶、蔗糖酶和碱性磷酸酶活性测定，其余新鲜土壤用于土壤有机氮矿化量、基础呼吸的测定，每处理重复3次。

1.3.2测定方法

土壤理化性质的测定：土壤质地划分为粘粒、粉粒、砂粒，0.5 mol·L-1NaPO3处理后，用激光衍射系统Malvern Master Sizer 2000(Malvern Co., England)测定。测定pH的土水比为1:5，土样与去离子水充分混匀，静置30 min后测定。土壤有机碳的测定选用盐酸处理法[14]，预处理后，使用元素分析仪Elementar Vario EL Ⅲ(Hanau Germany)测定有机碳含量。

土壤重金属含量的测定：取过100目的土壤样品0.25 g，用土壤环境监测技术规范(HJ/T 166—2004)中的HCL-HNO3-HF-HCLO4法消解土壤，消解产物加1～3滴体积比为1:1盐酸，用超纯水定容至50 mL，用石墨炉原子吸收分光光度计测定Cd含量，用ICP-MS测定Cu、Pb和Zn含量。

土壤酶活性测定：脲酶活性测定采用苯酚钠-次氯酸钠比色法[15]，生成的NH3-N在酶标仪波长578 nm处比色，酶活性用μg·NH3-N(g·3 h)-1表示。芳基硫酸酯酶活性的测定选用氢氧化钠-氯化钙比色法[16]，生成的n-硝基酚在酶标仪波长400 nm处比色，酶活性用μg·n-硝基酚(g·3 h)-1表示。蔗糖酶活性测定采用3,5-二硝基水杨酸比色法[17]，生成的3-氨基-5-硝基水杨酸在酶标仪(SPECTRA max 190)波长508 nm处比色，酶活性用mg·葡萄糖(g·12 h)-1表示。碱性磷酸酶活性测定采用磷酸苯二钠比色法[18]，生成物用酶标仪在波长660 nm处比色，酶活性用μg·酚(g·24 h)-1表示。

土壤有机氮矿化量采用厌气培养法[19]，铵态氮用KCL浸提-靛酚蓝比色法于紫外分光光度计(UV-1700)波长625 nm处比色测定。

土壤基础呼吸采用密闭碱液吸收法[18]。

1.3.3结果计算

土壤微生物及土壤酶活各指标受环草隆影响的抑制(激活)率采用如下公式计算：

R= (b-a)/a×100%

式中：R为抑制(激活)率(%)，正值表示激活作用，负值表示抑制作用；a为对照组测定值；b为环草隆处理组测定值。

1.3.4实验数据分析

采用SPSS 18.0软件进行单因子回归分析、多重比较和相关分析；DPS 7.05软件进行方差分析(ANOVA)；Sigmaplot 12.0软件作图。

2　结果与分析(Results and analysis)

2.1方差分析

不同样点土壤、培养时间和环草隆浓度对各试验指标影响的方差分析结果见表1。由表1可知，不同样点土壤、培养时间和环草隆浓度对土壤微生物各指标的影响均达到极显著水平(P<0.01)。

2.2不同样点土壤对各试验指标的影响

各样点土壤基本理化性质与重金属含量见表2。如表2所示，3个样点土壤的pH值都大于8，为碱性土壤；有机碳含量高低顺序为：G>D>N，最高含量为1.94%；样点D土壤粘粒含量最低只有1.97%，其他2种土壤的粘粒含量都超过了20%；样点N在3个样点土壤中4种重金属含量均最低，然而除了Pb含量未达到一级标准以外，Cd的含量超过了一级标准，Cu和Zn含量超过了二级标准。样点D土壤Cd和Pb含量都超过了一级标准，Cu超过了二级标准，Zn含量远远高于三级标准，达到了污染水平。样点G土壤中Cd含量接近三级标准，Pb接近二级标准，而Cu和Zn含量分别为三级标准4倍和10倍左右。根据Hakanson指数法[20]，样点N、D和G土壤重金属综合污染指数分别为8.89、17.2和57.8。

表1　不同样点土壤、培养时间和环草隆浓度对试验指标的方差分析

注：**P<0.01。

Note: **P<0.01.

表2　供试土壤基本理化性质与重金属含量

不同样点土壤间各试验指标背景值的多重比较结果见表3。由表3可以看出，各样点土壤间微生物指标大多存在显著差异，样点G土壤的氮矿化量和土壤基础呼吸显著高于N和D，而样点N土壤的脲酶、芳基硫酸酯酶、蔗糖酶及碱性磷酸酶活性都显著高于D和G。

对样点N、D和G土壤基本理化性质、重金属含量及综合污染指数与各试验指标背景值的相关性分析见表4。土壤基本理化性质pH值、有机碳及粘粒含量是影响土壤微生物活性的最重要指标。如表4所示，氮矿化量、土壤基础呼吸和芳基硫酸酯酶活性与pH和有机碳含量呈显著和极显著相关关系，其中，氮矿化量和土壤基础呼吸与pH呈负相关，与有机碳呈正相关，随着pH增加和有机碳含量的降低，氮矿化量和土壤基础呼吸降低；而芳基硫酸酯酶则相反，与pH呈正相关，与有机碳呈负相关，即，随着pH值的增加和有机碳含量的降低，芳基硫酸酯酶活性增加。另外，氮矿化量还与粘粒含量呈显著正相关，随着粘粒含量的增加，氮矿化量增加。脲酶、蔗糖酶和碱性磷酸酶活性与这3种土壤理化性质相关性不显著。

表3　不同样点土壤对试验指标的多重比较

注：P<0.05。

Note: P<0.05.

表4　各样点土壤基本理化性质、重金属含量和综合污染指数与试验指标间相关性分析

注：*P<0.05，**P<0.01。

Note:*P<0.05, **P<0.01.

氮矿化量和土壤基础呼吸与4种重金属含量及其综合污染指数都成显著和极显著的正相关关系，随着重金属浓度的增加和综合污染指数的升高，氮矿化量和土壤基础呼吸增加；而芳基硫酸酯酶和碱性磷酸酶活性与4种重金属含量及其综合污染指数呈显著和极显著的负相关关系，随着重金属浓度的增加和综合污染指数的升高，这2种酶的活性降低。脲酶和蔗糖酶活性与这4种重金属含量及其综合污染指数的相关性不显著。

因此，脲酶和蔗糖酶活性与本研究所选的土壤的基本理化性质及重金属含量相关性都不显著。

2.3环草隆污染对各微生物指标的影响2.3.1环草隆污染对土壤有机氮矿化量的影响

由图1可知：(1)培养第1天和第7天，3个样点土壤氮矿化量抑制(激活)率均表现出一定浓度梯度效应，随环草隆浓度的升高而升高，样点N呈现抑制-激活趋势，而样点D和G土壤的氮矿化量从低浓度到高浓度基本处于激活状态。培养第15、32天，3个样点土壤氮矿化量抑制(激活)率的剂量-效应关系变得不明显。(2)样点D土壤培养第15天时最大添加浓度1 000 mg·kg-1氮矿化量激活率最大，达到1 500%，3个土壤的氮矿化量抑制率在3 mg·kg-1环草隆处理下达到最大，均为-100%，但是出现的时间不同，样点N出现在第1天，样点G出现在第7天，样点D出现在第32天。因此，培养第1天和第7天的土壤氮矿化量对环草隆污染响应较为敏感，并且表现为明显的剂量-效应关系。

土壤氮素矿化是有效氮主要来源之一，土壤有机质通过微生物分解、氨化、硝化等途径转化成不同形态氮供植物吸收利用。除草剂的施入对土壤微生物数量及其活性产生影响从而影响土壤氮的矿化和转化[22]。本实验低浓度(3～30 mg·kg-1)环草隆随处理时间变化都或多或少对3个样点土壤氮矿化量产生了抑制作用。EL-Ghamry等[23]研究表明，2种砜嘧磺隆除草剂对土壤碳、氮矿化有抑制作用。徐建民等[11]的室内研究结果也表明，氯磺隆、甲磺隆和苄嘧磺隆等磺酰脲类除草剂均明显降低了氮的矿化量。Kizildag等[24]对甲氧咪草烟的研究也发现，甲氧咪草烟处理的土壤NO3-N含量显著低于对照土壤。而Haney等[25]研究却发现，培养条件下除草剂阿特拉津和草甘膦对土壤碳、氮矿化有促进作用。这又与本实验高浓度(300～1 000 mg·kg-1)的处理结果一致。

图1　环草隆污染对土壤有机氮矿化量的影响Fig. 1　The effects of siduron pollution on soil organic nitrogen mineralization

2.3.2环草隆污染对土壤基础呼吸的影响

环草隆污染对土壤基础呼吸的影响见图2。由图2可以看出：(1)培养第1天，环草隆与样点N土壤基础呼吸抑制(激活)率呈现良好的剂量-效应关系，随环草隆浓度的升高，呈现抑制-激活趋势。样点G土壤基础呼吸抑制(激活)率也表现一定浓度梯度效应，随环草隆浓度升高，抑制(激活)率也有一定程度升高，但是30 mg·kg-1和300 mg·kg-1两个浓度的效应差异不是很明显，而样点D土壤基础呼吸抑制(激活)率的变化则比较复杂。培养第7、15、32天，3个样点土壤基础呼吸抑制(激活)率变化均无明显的剂量-效应关系。培养第32天，3个样点土壤基础呼吸抑制(激活)率相较前几天都变小了，这可能与微生物自身的耐受作用有关[26]，也可能是环草隆在土壤中经过一段时间的平衡后，由于土壤颗粒的吸附、固定等物理化学作用，其生物有效性逐步下降[27]。(2)培养第7天，样点D和G土壤基础呼吸均在最低添加浓度3 mg·kg-1处出现3个样点中最大抑制率-65%，最大激活率则出现在培养第1天样点N土壤的最高添加浓度1 000 mg·kg-1处，为65%。综上所述，培养第1天的土壤基础呼吸对环草隆污染响应较为敏感，并且表现出明显的剂量-效应关系。

除草剂对土壤基础呼吸的影响随环境条件的变化有不同表现。Sun等[28]通过室内培养实验，研究了添加不同氮源条件下我国典型旱地除草剂对农田土壤呼吸和N2O排放的影响，结果表明，在添加(NH4)2SO4氮源条件下，莠去津和百草枯对土壤呼吸无显著影响，草甘膦显著抑制了土壤呼吸，苯磺隆和乙草胺显著促进了土壤呼吸；在添加尿素的条件下，百草枯、莠去津和乙草胺对土壤呼吸无显著影响，草甘膦显著抑制了土壤呼吸，苯磺隆显著促进了土壤呼吸。姜虎生等[29]的研究表明，乙草胺、丁酯、春多多、氟乐灵4种除草剂对土壤呼吸强度的影响表现为激活-抑制-恢复趋势。

2.3.3环草隆污染对土壤脲酶活性的影响

由图3可知：(1)培养第7天，样点N土壤脲酶活性抑制(激活)率表现浓度梯度效应，随环草隆浓度的升高，其抑制(激活)率随之降低，呈现激活-抑制趋势，而样点D和G土壤脲酶活性抑制(激活)率的变化均无明显的剂量-效应关系。培养第1、15、32天，3个样点土壤脲酶活性抑制(激活)率的变化均没表现出梯度效应。(2)最大抑制率分别出现在培养第7天的样点N土壤最高浓度1 000 mg·kg-1和培养第1天样点D土壤的300 mg·kg-1浓度处，值为-25%。最大激活率则在培养第7天的样点D土壤30 mg·kg-1浓度处出现，值为60%。综上可知，脲酶活性对环草隆污染不敏感。

图2　环草隆污染对土壤基础呼吸的影响Fig. 2　The effects of siduron pollution on soil basal respiration

脲酶是土壤中最活跃的水解酶类之一，广泛存在于细菌、真菌和高等植物中，能水解土壤中的尿素，释放出供作物利用的铵。环草隆对土壤脲酶活性的影响，培养前期以激活作用为主，随处理时间延长和环草隆浓度升高，抑制效应越来越明显。彭星等[30]在实验室模拟条件下研究乙草胺和丁草胺这2种酰胺类除草剂对脲酶活性的影响时，发现均对脲酶活性有激活作用，这与本试验中酰胺类除草剂环草隆的研究结果一致。吴小毛等[31]也发现敌草胺在低浓度时对脲酶活性有激活作用。

2.3.4环草隆污染对土壤芳基硫酸酯酶活性的影响

环草隆污染对土壤芳基硫酸酯酶活性的影响见图4。由图4可以看出：(1)整个培养期，样点N土壤芳基硫酸酯酶活性抑制(激活)率均表现出一定浓度梯度效应，随环草隆浓度的升高，其抑制(激活)率有一个降低的过程，整体呈现激活-抑制趋势。样点D土壤芳基硫酸酯酶活性抑制(激活)率的变化在培养第7天表现出一定浓度梯度效应，随环草隆浓度的升高，抑制(激活)率降低，环草隆浓度与抑制(激活)率之间存在良好剂量-效应关系。样点G在培养7天以后土壤芳基硫酸酯酶活性抑制(激活)率均呈现出一定的浓度梯度效应。(2)整个培养期，最高添加浓度1 000 mg·kg-1对3个样点土壤芳基硫酸酯酶活性均表现抑制效应，且抑制率随培养时间有增强趋势。3个样点土壤芳基硫酸酯酶活性最大抑制率出现在培养第32天样点G的最高添加浓度，值为-45%，3个样点最大激活率差别不大，均为20%。综上所述，芳基硫酸酯酶这一指标对环草隆污染比较敏感，尤其在处理后的第7天在3种土壤中都表现出明显的剂量-效应关系。

芳基硫酸酯酶能将有机硫化物水解成植物可吸收利用的无机形态，在土壤硫循环中发挥重要作用。

图3　环草隆污染对土壤脲酶活性的影响Fig. 3　The effects of siduron pollution on soil urease activities

图4　环草隆污染对土壤芳基硫酸酯酶活性的影响Fig. 4　The effects of siduron pollution on soil arylsulfatase activities

本实验环草隆高浓度(1 000 mg·kg-1)处理对3个样点土壤芳基硫酸酯酶活性均表现为抑制效应，这与Bacmaga等[32]的研究有相似结果。

2.3.5环草隆污染对土壤蔗糖酶活性的影响

从图5可以看出：(1)整个培养期，3个样点土壤蔗糖酶活性抑制(激活)率浓度效应均不明显。(2)样点D土壤蔗糖酶活性受到的抑制效应最明显，最大抑制率分别出现在培养第15天的最低添加浓度3 mg·kg-1和最高添加浓度1 000 mg·kg-1，值为-13%。样点N在3个样点中呈现蔗糖酶活性最大激活率，于培养第1天的300 mg·kg-1浓度处达到最大33%。由此可见，环草隆对蔗糖酶影响的剂量-效应关系不明显。

蔗糖酶属水解酶类，许多低聚糖均可被催化水解，对土壤碳循环有重要意义[33]。环草隆对蔗糖酶活性的影响，高浓度(1 000 mg·kg-1)处理随处理时间的延长，逐渐由激活转变为抑制，可以看出，大剂量的使用环草隆会对土壤蔗糖酶活性产生抑制。Sannino和Gianfreda[34]研究了草甘膦、百草枯、莠去津、西维因4种农药对不同土壤酶活性的影响，研究结果表明，莠去津对几乎所有土壤的蔗糖酶活性都有抑制作用。李永红和高玉葆[35]也发现，高浓度的单嘧磺隆对土壤蔗糖酶活性也有显著的抑制效应。

2.3.6环草隆污染对土壤碱性磷酸酶活性的影响

由图6可知：(1)培养第1天，3个样点土壤碱性磷酸酶对环草隆的反应都很小。培养第7天，除了样点D土壤的最高浓度处理以外，3个土壤的碱性磷酸酶活性抑制(激活)率表现一定浓度梯度效应，随环草隆浓度升高，抑制(激活)率也升高，存在剂量-效应关系。培养第15、32天，浓度梯度效应不明显。(2)最大抑制率出现在培养第15天样点D土壤的300 mg·kg-1浓度，值为-58%，3个样点最大激活率差别不大，均为40%。综上所述，培养第7天的土壤碱性磷酸酶对环草隆污染响应较为敏感，并且表现为明显的剂量-效应关系。

磷酸酶也属于水解酶类，土壤中的有机磷通常在土壤磷酸酶的酶促作用下才能转化为植物可吸收利用的形态。培养第1天，较高浓度(30～1 000 mg·kg-1)环草隆对样点N和G土壤碱性磷酸酶活性表现出抑制效应，说明样点N和G土壤碱性磷酸酶对较高浓度环草隆比较敏感，姜伟丽等[36]对草甘膦的研究也有类似结果。

图5　环草隆污染对土壤蔗糖酶活性的影响Fig. 5　The effects of siduron pollution on soil invertase activities

图6　环草隆污染对土壤碱性磷酸酶活性的影响Fig. 6　The effects of siduron pollution on the activities of soil alkaline phosphatase

不同除草剂对土壤微生物种群、酶活性的影响不同，影响程度与除草剂使用的剂量有关。Tu[37]在实验室培养条件下研究了8种除草剂对土壤微生物和酶的影响，结果表明，不同除草剂对微生物和酶活性影响表现有所不同。李咏玲等[38]通过小麦盆栽实验研究了除草剂苯磺隆和2,4-D对小麦生长过程中土壤微生物的影响，结果表明，苯磺隆和2,4-D对土壤微生物量碳、氮的影响主要与处理的浓度和时间有关。除草剂的效应与土壤的理化性质、水分、温度等因素也有关，因此同类型甚至同种除草剂的效果也会不同。Malkomes[39]用砜嘧磺隆研究除草剂对土壤碳、氮的影响，结果表明，在6种土壤中只有2种土壤表现为促进氮矿化作用。由此可见，不论是在实验室培养还是盆栽或大田条件下，除草剂对土壤微生物活性都会产生影响，但随实验条件、土壤条件、除草剂种类的不同，影响效果不同，不同实验指标对除草剂的反应也不一样。因此，对除草剂使用的生态效应评价应建立在更为广泛的实验基础上[22]。

2.3.7环草隆与土壤芳基硫酸酯酶、碱性磷酸酶活性抑制(激活)率剂量-效应关系研究

根据以上结果，将培养第7天的土壤芳基硫酸酯酶、碱性磷酸酶活性抑制(激活)率与环草隆浓度作回归分析，结果见表5。环草隆浓度与污染较为严重的样点D和G土壤芳基硫酸酯酶活性抑制(激活)率呈现出显著的线性相关关系，而在污染程度较轻的样点N土壤中，环草隆浓度则与碱性磷酸酶活性抑制(激活)率呈现出显著的线性相关关系。此外，样点D和G土壤芳基硫酸酯酶、样点N土壤碱性磷酸酶的线性方程截距分别为7.04、10.9、8.22，均在10左右，说明在不加入环草隆的情况下，这2种酶活性的变化范围较小。由拟合方程计算可得，土壤中环草隆对样点D和G土壤芳香硫酸酯酶活性、对样点N土壤碱性磷酸酶活性抑制(激活)率的EC10分别为568 mg·kg-1、1 306 mg·kg-1(抑制值)和56 mg·kg-1(激活值)、99 mg·kg-1，EC50分别为1 901 mg·kg-1、3 806 mg·kg-1、2 321 mg·kg-1。

表5　土壤芳基硫酸酯酶活性抑制(激活)率、碱性磷酸酶活性抑制(激活)率与环草隆浓度之间的关系

通讯作者简介：王美娥(1975-)，女，博士，副研究员，长期以来从事土壤重金属、农药单一复合污染过程与生态效应研究，已发表SCI论文十余篇，其中第一作者8篇，中文核心数篇。

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Effects of Siduron on Organic Nitrogen Mineralization, Basal Respiration and Related 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

24 October 2014accepted 18 December 2014

Combined pollution of heavy metals and organics in urban soil is ubiquitous. Herbicide such as siduron is frequently used in lawn management and pollution of these pesticides in urban soil has become a new focus. In this research, different heavy metal polluted urban soils were selected to evaluate the ecological risk of siduron pollution based on laboratory simulation experiments. Effects of siduron on soil organic nitrogen mineralization, basal respiration and soil enzyme activities were studied. It was suggested that: (1) The soil organic nitrogen mineralization, basal respiration, arylsulfatase and alkaline phosphatase activities were sensitive to heavy metal and siduron pollution, while urease and invertase activities were insensitive. (2) In the range of siduron concentrations from 0 mg·kg-1to 1 000 mg·kg-1, significant linear correlations were observed between siduron concentrations and the inhibition (activation) rates of alkaline phosphatase activity in slightly heavy metal polluted soil N. Significant linear relationships were also observed between siduron concentrations and the inhibition (activation) rates of arylsulfatase activities in soil D and G which were more seriously heavy metal polluted. (3) The EC10sof the effect of siduron on the inhibition (activation) rates of arylsulfatase activities in soil D and G and on the inhibition (activation) rates of alkaline phosphatase activity in soil N were 568 mg·kg-1, 1 306 mg·kg-1(inhibiting value) and 56 mg·kg-1(activation value), 99 mg·kg-1, respectively. And EC50s were 1 901 mg·kg-1, 3 806 mg·kg-1,2 321 mg·kg-1, respectively. The above results can provide basic data and technical methods for the ecological risk assessment of compound pollution of heavy metals and pesticide in urban soil.

heavy metal polluted urban soil; siduron; nitrogen mineralization; basal respiration; soil enzyme; dose-effect relationship

国家自然科学基金面上项目(41271503)

谷盼妮(1989-)，女，硕士生，研究方向为土壤污染生态风险评价，E-mail：gupanniyue@126.com

Corresponding author)， E-mail: mewang@rcees.ac.cn

10.7524/AJE.1673-5897.20141024001

2014-10-24 录用日期：2014-12-18

1673-5897(2015)6-080-13

X171.5

A

谷盼妮, 王美娥, 陈卫平. 环草隆对城市绿地重金属污染土壤有机氮矿化、基础呼吸及相关酶活性的影响[J]. 生态毒理学报，2015, 10(6): 80-92

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