Cd2+和Cr3+對(duì)崇明東灘濕地土壤堿性磷酸酶的低劑量興奮效應(yīng)

范弟武，徐　莎，周曼麗，張倩楠，朱詠莉①，韓建剛②

(1.南京林業(yè)大學(xué)江蘇省南方現(xiàn)代林業(yè)協(xié)同創(chuàng)新中心，江蘇 南京　210037;2.南京林業(yè)大學(xué)生物與環(huán)境學(xué)院，江蘇 南京　210037)

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Cd2+和Cr3+對(duì)崇明東灘濕地土壤堿性磷酸酶的低劑量興奮效應(yīng)

范弟武1,2，徐莎1,2，周曼麗2，張倩楠2，朱詠莉1,2①，韓建剛1,2②

(1.南京林業(yè)大學(xué)江蘇省南方現(xiàn)代林業(yè)協(xié)同創(chuàng)新中心，江蘇 南京210037;2.南京林業(yè)大學(xué)生物與環(huán)境學(xué)院，江蘇 南京210037)

摘要：為了明確Cd(2+)、Cr(3+)與堿性磷酸酶(ALP)活性之間的低劑量興奮效應(yīng)關(guān)系，以崇明東灘濕地土壤為對(duì)象，通過添加不同劑量的外源Cd(2+)(CdCl2)和Cr(3+)(CrCl3)，使土壤中w(Cd(2+))分別為0、0.001、0.01、0.1、1、5、10、20、100和500 mg·kg(-1)，w(Cr(3+))為0、0.5、5、50、100、500和5 000 mg·kg(-1)，觀測(cè)土壤ALP活性隨時(shí)間(0、6、12、24、48、72和120 h)的變化特征。結(jié)果表明：(1)培養(yǎng)12 h后，Cd(2+)添加量為1 mg·kg(-1)時(shí)，ALP活性比對(duì)照高8.6%(P<0.05)；當(dāng)Cd(2+)添加量大于10 mg·kg(-1)時(shí)，酶活性受到明顯抑制。Cr(3+)添加量為5 mg·kg(-1)時(shí)，ALP活性比對(duì)照顯著升高22.8%(P<0.05)；當(dāng)Cr(3+)添加量大于100 mg·kg(-1)時(shí)，酶活性顯著降低。這表明Cd(2+)和Cr(3+)與ALP之間存在典型的低劑量興奮效應(yīng)，但效應(yīng)的表達(dá)與兩者接觸時(shí)間的長短密切相關(guān)。(2)以培養(yǎng)24 h的土壤樣品為例，Cd(2+)添加量為1 和5 mg·kg(-1)時(shí)，ALP的催化效率(V(max)/Km)，即最大反應(yīng)速率(V(max))與Michaelis常數(shù)(Km)的比值為1.7；當(dāng)Cd(2+)添加量增加到20 mg·kg(-1)時(shí)，V(max)/Km比降至0.8，而V(max)和Km的值均低于對(duì)照。Cr(3+)添加量為0.5和5 mg·kg(-1)時(shí)，V(max)/Km比為1.7；當(dāng)Cr(3+)添加量增至100 mg·kg(-1)時(shí)，V(max)/Km比降為1.4，但V(max)和Km值均高于對(duì)照，這表明重金屬與土壤酶之間的低劑量興奮效應(yīng)機(jī)理可能與其離子特性密切相關(guān)。

關(guān)鍵詞：低劑量興奮效應(yīng)；堿性磷酸酶；重金屬；濱海濕地

濕地土壤的重金屬污染問題是當(dāng)前環(huán)境科學(xué)領(lǐng)域的研究熱點(diǎn)之一，濕地土壤被公認(rèn)為是最重要的環(huán)境污染物匯聚地[1]。由于日趨嚴(yán)重的近海環(huán)境污染問題及可持續(xù)發(fā)展的需要，揭示濕地在重金屬循環(huán)中的功能，認(rèn)識(shí)重金屬在濕地中的遷移和循環(huán)規(guī)律十分必要[2]。呂達(dá)等[3]利用污染負(fù)荷指數(shù)法對(duì)崇明島東灘濕地重金屬含量進(jìn)行分析，結(jié)果顯示崇明島東灘濕地為中度污染。鉻、鎘等重金屬在濕地土壤中分布廣泛[4]。濕地土壤中的重金屬對(duì)植物的生長發(fā)育、微生物群落,甚至對(duì)土壤酶都存在影響[5-6]，研究崇明東灘濕地重金屬對(duì)保護(hù)濕地環(huán)境及鳥類等生物的棲息地有重要作用。

低劑量興奮效應(yīng)指機(jī)體受低劑量污染脅迫時(shí)出現(xiàn)刺激作用，而受高劑量污染脅迫時(shí)表現(xiàn)出抑制效應(yīng)[7]。目前有關(guān)污染物低劑量興奮效應(yīng)的研究主要圍繞動(dòng)物、植物和細(xì)菌等機(jī)體進(jìn)行，相應(yīng)的測(cè)試終點(diǎn)包括生長狀況、繁殖率、致突變率等[8-9]。SHEN 等[10-11]在研究低劑量鎘與菲復(fù)合污染的協(xié)同與拮抗機(jī)理時(shí)，選用土壤酶作為判斷指標(biāo)，但并沒有對(duì)土壤酶本身可能存在的低劑量興奮效應(yīng)進(jìn)行專門探討，而土壤酶可能是潛在的重要的低劑量興奮效應(yīng)研究對(duì)象之一。

土壤酶是土壤組分中最活躍的有機(jī)成分之一[12]，土壤酶活性與土壤中生物數(shù)量、生物多樣性等密切相關(guān)，是土壤生物學(xué)活性的表現(xiàn)。有研究者認(rèn)為可以將土壤酶作為土壤質(zhì)量的生物指示器來評(píng)估重金屬對(duì)土壤的污染程度[13]，土壤酶并非個(gè)體，不受種群等尺度約束，可反映整個(gè)環(huán)境的功能效應(yīng)。對(duì)土壤生態(tài)系統(tǒng)的營養(yǎng)物質(zhì)循環(huán)、能量轉(zhuǎn)化和凈化污染物等方面有重要作用[14-15]。堿性磷酸酶(ALP)是一種專一性較好的磷酸酯水解酶，廣泛分布在生態(tài)系統(tǒng)的各個(gè)角落，已經(jīng)成為一種環(huán)境監(jiān)測(cè)的指示物，具有重要的生態(tài)學(xué)意義[16]。

筆者以濱海濕地為原型區(qū)域，選擇ALP活性為測(cè)試終點(diǎn)，研究不同培養(yǎng)時(shí)間下Cd2+和Cr3+對(duì)ALP活性的影響，同時(shí)對(duì)ALP酶促反應(yīng)動(dòng)力學(xué)特征進(jìn)行探討，以期明確Cd2+和Cr3+與濕地土壤ALP活性之間的劑量效應(yīng)關(guān)系及機(jī)理。

1材料與方法

1.1區(qū)域概況

崇明東灘(北緯31°37′31″，東經(jīng)121°23′33″)位于崇明島東部，是目前長江口規(guī)模最大的潮汐灘涂濕地。區(qū)域盛行東亞季風(fēng)，年均溫度15.7 ℃，年均降水量1 123.7 mm。崇明東灘表層土壤重金屬w(Cr)與w(Cd)平均值為71和0.23 μg·g-1，均超過上海潮灘背景值，在長江口灘涂、中國河口濕地和全球?yàn)I岸地區(qū)范疇內(nèi)均處于居中地位。基于沉積速率和重金屬含量計(jì)算得出的崇明東灘重金屬Cr與Cd的年沉降量分別為312和1.04 t，總沉積通量為11 g·m-2·a-1[17]。

1.2土壤樣品采集

2012年3月16日于崇明東灘濕地按照平行線采樣原則，在中潮灘帶采集0～20 cm表層土壤及其上覆水樣品。土壤樣品風(fēng)干后用木棍碾壓，過1.0 mm孔徑尼龍篩，置于陰涼干燥處保存，水樣置于4 ℃ 冰箱冷藏，其中水樣與土壤樣品的有機(jī)碳含量分別為2.2 mg·L-1和17.5 g·kg-1，pH值分別為7.9和8.2〔m(水)∶m(土)=2.5〕，土壤樣品的有機(jī)碳含量和pH值測(cè)定均參照文獻(xiàn)[18]。

1.3試驗(yàn)設(shè)計(jì)

稱取2.0 g風(fēng)干土于25 mL小玻璃瓶中，加入0.8 mL不同w(Cd2+)(0、0.001、0.01、0.1、1、5、10、20、100和500 mg·kg-1)和w(Cr3+) (0、0.5、5、50、100、500和5 000 mg·kg-1)至土壤最終質(zhì)量含水率為40%，密閉后置于30 ℃恒溫培養(yǎng)箱中培養(yǎng)，分別在0、6、12、24、48、72、120 h取樣測(cè)定，每個(gè)時(shí)間點(diǎn)培養(yǎng)1組樣品(含1個(gè)對(duì)照和2個(gè)平行)。

1.4ALP活性測(cè)定

取濕泥樣約1.0 g于20 mL玻璃瓶中，加入pH值為8.4的Tris-HCl緩沖液3 mL。加入5 mmol·L-1對(duì)硝基苯磷酸二鈉(pNPP)1 mL和0.5 mol·L-1CaCl2溶液1 mL，搖勻。37 ℃水浴1 h后，取出玻璃瓶，立刻加入0.5 mol·L-1NaOH 4.0 mL終止反應(yīng)，過濾。取濾液5.0 mL于25 mL具塞比色管中，加入2 mol·L-1Tris-HCl緩沖液2 mL，定容，采用紫外分光光度計(jì)(UV-2550型)在400 nm波長下測(cè)定對(duì)硝基苯酚(p-NP)吸光度。ALP活性以1 kg土壤1 h生成的p-NP的量表示。

(1)

式(1)中，E為ALP活性，mmol·kg-1·h-1；c1和c0分別為處理組和對(duì)照組p-NP濃度，mmol·L-1；m為換算為干土后的土壤質(zhì)量，g；t為培養(yǎng)時(shí)間，h。

1.5酶促反應(yīng)動(dòng)力學(xué)

稱取2.0 g土樣至于小玻璃瓶中，分別加入0.8 mL不同w(Cd2+)(1、5和20 mg·kg-1)、w(Cr3+)(0.5、5和100 mg·kg-1)，密閉后置于30 ℃恒溫培養(yǎng)箱中培養(yǎng)24 h。從培養(yǎng)箱取出后，加入pH值為8.4的Tris-HCl緩沖液3.0 mL，分別加入0、1.7、2、2.5、3.3、5和10 mmol·L-1pNPP溶液1 mL和0.5 mol·L-1CaCl2溶液1 mL，搖勻，37 ℃水浴1 h，測(cè)定ALP活性，根據(jù)Michaelis-Menten方程計(jì)算酶促反應(yīng)速率v[19]。

(2)

式(2)中，v為酶促反應(yīng)速率，mmol·kg-1·h-1；Km為米氏常數(shù)，mmol·L-1；Vmax為最大酶促反應(yīng)速率，mmol·kg-1·h-1；[S]為底物濃度，mmol·L-1。

1.6統(tǒng)計(jì)方法

采用單因素方差分析法(SPSS 19.0軟件)比較不同Cd2+和Cr3+添加量條件下酶活性的差異顯著性。

2結(jié)果與分析

2.1重金屬離子與土壤ALP活性之間的劑量效應(yīng)關(guān)系

2.1.1Cd2+與土壤ALP活性之間的劑量效應(yīng)關(guān)系

在不同Cd2+添加水平下(0.001～500 mg·kg-1)，培養(yǎng)6 h之前樣品的ALP活性與對(duì)照相比沒有明顯的劑量效應(yīng)關(guān)系(圖1)。當(dāng)培養(yǎng)時(shí)間延長至12 h時(shí)，1 mg·kg-1Cd2+處理樣品的ALP活性顯著升高(P<0.05)，酶活性比對(duì)照高8.6%；當(dāng)Cd2+添加量增至5～500 mg·kg-1時(shí)，酶活性受到明顯抑制。隨著培養(yǎng)時(shí)間的延長(24～120 h)，所有Cd2+添加量下ALP活性均受到不同程度的抑制，最高抑制率達(dá)55.9%(表1)。

圖1　不同Cd2+添加量對(duì)土壤ALP活性的影響

2.1.2Cr3+與土壤ALP活性之間的劑量效應(yīng)關(guān)系

不同Cr3+添加水平下(0.5～5 000 mg·kg-1)，培養(yǎng)12 h之前土樣的ALP活性與對(duì)照相比沒有明顯的劑量效應(yīng)關(guān)系(圖2)。當(dāng)培養(yǎng)時(shí)間延長至24 h時(shí)，0.5～50 mg·kg-1Cr3+處理樣品的ALP活性顯著升高(P<0.05)，酶活性比對(duì)照高8.30%～22.8%；隨著Cr3+添加量增至100～5 000 mg·kg-1，酶活性受到明顯抑制。隨著培養(yǎng)時(shí)間的延長(48～120 h)，所有Cr3+添加水平下(0.05～5 000 mg·kg-1)ALP活性均受到明顯抑制，最高抑制率達(dá)60.3%(表2)。

2.2Cd2+、Cr3+對(duì)土壤ALP酶促反應(yīng)動(dòng)力學(xué)參數(shù)變化的影響

由表3可知，與CK相比，Cd2+添加量為1和5 mg·kg-1時(shí)，Km值無顯著變化，Vmax值分別降低7.3%和11.5%；當(dāng)Cd2+添加量增加到20 mg·kg-1時(shí)，Vmax和Km分別降低61.5%和10.7%。Cd2+添加量為1和5 mg·kg-1時(shí)，Vmax/Km比值均為1.7；當(dāng)Cd2+添加劑量增加到20 mg·kg-1時(shí)，Vmax/Km比值為0.8，減少52.9%。

表1與對(duì)照相比各處理組Cd2+的促進(jìn)率和抑制率

Table 1Promotion and inhibition rates of Cd2+in various treatments as compared with that in control

培養(yǎng)時(shí)間/h不同Cd2+添加量(mg·kg-1)下的促進(jìn)和抑制率/%0.0010.010.11510201005000+6.0-12.5+1.2-7.7+9.6+9.0-8.6-13.7-1.16-6.5-24.9-11.6-11.6-9.2-11.1-11.7-28.2-17.212-0.2-0.80+8.6-11.6-18.2-19.1-30.4-32.124-10.1-14.0-3.8-4.7-14.7-17.0-32.1-42.7-55.948-11.7+0.7-10.4-8.6-10.6-18.7-23.0-28.8-49.072-0.2-2.1+0.1-6.6-8.8-14.0-14.7-27.8-43.2120-8.9-17.2-18.8-14.0-19.3-31.5-26.2-32.0-41.6

+為促進(jìn)，-為抑制。

圖2　不同Cr3+添加量對(duì)土壤ALP活性的影響

表2與對(duì)照相比各處理組Cr3+的促進(jìn)率和抑制率

Table 2Promotion and inhibition rates of Cr3+in various treatments as compared with that in control

培養(yǎng)時(shí)間/h不同Cr3+添加量(mg·kg-1)下的促進(jìn)率和抑制率/%0.55501005005000026.8-16.3-18.86.0-28.5-26.261.6-24.7-27.9-15.7-29.1-44.6124.0-5.0-8.44.0-22.8-59.02410.022.88.3-13.1-21.3-73.5482.2-6.7-8.3-17.3-30.2-60.372-4.1-11.5-13.9-12.9-21.9-49.5120-5.3-4.5-8.7-8.7-17.3-42.1

+為促進(jìn)，-為抑制。

Cr3+添加量為0.5、5和100 mg·kg-1時(shí)，ALP的Km和Vmax值分別增加14.3%和12.5%、59%和13.5%、11.5%和32.3%。Cr3+添加量為0.5和5 mg·kg-1時(shí)，Vmax/Km比值均為1.7；當(dāng)Cr3+添加量增加到100 mg·kg-1時(shí)，Vmax/Km比值為1.4，減少17.6%。

表3不同Cd2+、Cr3+添加量對(duì)ALP酶促反應(yīng)動(dòng)力學(xué)參數(shù)的影響

Table 3Effects of dosage of Cd2+and Cr3+on kinetic parameters of the promotive effects on ALP in the soil

處理組添加量/(mg·kg-1)Vmax/(mmol·kg-1·h-1)Km/(mmol·L-1)R2Vmax/KmCK 09.65.6 0.995*1.7Cd2+18.95.30.993*1.758.55.10.986*1.7203.74.50.956*0.8Cr3+0.510.96.40.984*1.7510.76.30.989*1.710012.78.90.992*1.4

Vmax為最大酶促反應(yīng)速率，Km為米氏常數(shù)。*表示P<0.01。

3討論

3.1Cd2+、Cr3+與土壤ALP活性之間的劑量效應(yīng)關(guān)系

以土壤生態(tài)系統(tǒng)為試驗(yàn)?zāi)Ｐ?，酶活性為測(cè)試終點(diǎn)，對(duì)土壤酶的低劑量興奮效應(yīng)進(jìn)行探討。以往研究表明，重金屬對(duì)ALP活性總體表現(xiàn)為抑制作用[20]。筆者研究發(fā)現(xiàn)，Cd2+、Cr3+與土壤ALP活性之間存在典型的雙相劑量效應(yīng)關(guān)系，這與陸文龍等[21]研究結(jié)果相一致。土壤體系相對(duì)復(fù)雜，由有機(jī)質(zhì)、土壤生物以及水分、空氣和氧化的腐殖質(zhì)等組成。王浩等[22]研究發(fā)現(xiàn)土壤有機(jī)質(zhì)積累可顯著增加有機(jī)質(zhì)結(jié)合態(tài)重金屬比例。許多研究表明植物殘物分解而成的有機(jī)質(zhì)可與重金屬絡(luò)合增加金屬離子活性，降低土壤對(duì)重金屬的吸附[23]。徐明崗等[24]研究發(fā)現(xiàn)黃棕壤在pH 值為4～7時(shí)不同吸附量下重金屬的解吸量均隨吸附量增加而增大，兩者呈顯著線性相關(guān)。隨著土壤pH值升高，可交換態(tài)Cd含量逐漸降低，有機(jī)結(jié)合態(tài)Cd含量緩慢升高[25]。

郭雪雁等[26]研究認(rèn)為時(shí)間是劑量效應(yīng)關(guān)系中的一個(gè)重要組成部分。就土壤ALP而言，Cd2+和Cr3+與酶活性低劑量興奮效應(yīng)的表達(dá)與兩者之間的作用時(shí)間長短密切相關(guān)(>12 h)。在較短作用時(shí)間內(nèi)(0～12 h)，土壤ALP活性在不同Cd2+、Cr3+添加量之間的變化沒有明顯的促進(jìn)或抑制現(xiàn)象。相對(duì)而言，當(dāng)作用時(shí)間延長至12～24 h時(shí)，才會(huì)出現(xiàn)酶活性顯著升高現(xiàn)象，這表明酶與脅迫物接觸后存在相互作用期，表現(xiàn)為響應(yīng)的滯后，同時(shí)Cd2+、Cr3+對(duì)酶活性的促進(jìn)幅度與低劑量興奮效應(yīng)研究的“30%～60%法則”[27-28]相比刺激效應(yīng)幅度略低。略低的刺激效應(yīng)幅度與響應(yīng)時(shí)間的滯后可能與土壤模型的復(fù)雜性密切相關(guān)。王瑞興等[29]研究發(fā)現(xiàn)，在被重金屬污染的土壤樣中添加底物，8 d后土壤中有效態(tài)重金屬含量減少50%～70%。

3.2Cd2+、Cr3+對(duì)土壤ALP 低劑量興奮效應(yīng)的機(jī)制探索

一定劑量的Cd2+、Cr3+污染刺激了土壤酶活性增加，高劑量Cd2+、Cr3+污染對(duì)土壤酶活性的抑制作用非常顯著，這與低劑量興奮效應(yīng)定義相吻合[7]。低濃度重金屬對(duì)土壤ALP活性具有促進(jìn)作用，一方面可能是由于低濃度重金屬對(duì)土壤微生物生物量存在刺激作用，而當(dāng)微生物受到刺激后，微生物對(duì)土壤中ALP活性具有促進(jìn)作用。韓桂琪等[30]研究發(fā)現(xiàn)，低劑量重金屬刺激了細(xì)菌等微生物生長，但高劑量則使得微生物生物量顯著下降。另一方面可能由于酶作為蛋白質(zhì)，重金屬離子作為輔基，有利于酶活性中心與底物的配位結(jié)合，從而使酶分子與酶活性中心保持一定的專性結(jié)構(gòu)，改變酶促反應(yīng)的平衡性和酶蛋白的表面電荷，從而增強(qiáng)酶活性[31]。在高劑量重金屬離子的影響下，酶活性下降，這與重金屬對(duì)酶產(chǎn)生的抑制作用有關(guān)，反競爭性抑制是指抑制劑只與酶-底物的復(fù)合物結(jié)合，而不與游離酶結(jié)合的一種酶促反應(yīng)抑制作用，特點(diǎn)為Vmax和Km都變小，但Vmax/Km比值不變。該現(xiàn)象的作用機(jī)理可能是重金屬通過抑制土壤微生物的生長和繁殖，減少體內(nèi)酶的合成和分泌，最終導(dǎo)致酶活性下降[32-33]。

酶促反應(yīng)動(dòng)力學(xué)研究有助于了解酶與底物結(jié)合機(jī)制與作用方式，以及酶的結(jié)構(gòu)與功能的關(guān)系[34]。研究發(fā)現(xiàn)，Cd2+添加量為1和5 mg·kg-1時(shí)，Km值無顯著差異，Vmax/Km比值則與對(duì)照相同，說明Cd2+對(duì)ALP與底物的結(jié)合(親和力)幾乎沒有影響。隨著Cd2+劑量增加，Vmax/Km比值降低。Cd2+對(duì)ALP活性變化影響的機(jī)理可能在于Cd2+充當(dāng)了反競爭性抑制劑，即并未對(duì)酶本身產(chǎn)生抑制，而是對(duì)ALP與底物結(jié)合的產(chǎn)物形成抑制作用。這與徐冬梅等[35]研究結(jié)果一致，符合反競爭性抑制劑的特點(diǎn)。與對(duì)照相比，Cr3+的加入均顯著降低ALP與底物的親和力，且隨著Cr3+濃度的增加，ALP與底物的親和力逐漸降低。以此來看，低劑量Cr3+并不是作為反競爭性抑制劑，也未改變酶的催化效率，只是增加了最大反應(yīng)速率。因此，重金屬離子對(duì)土壤酶低劑量興奮效應(yīng)的機(jī)理可能取決于不同離子之間的特性。由此可以延伸到分子生物學(xué)角度對(duì)低劑量興奮效應(yīng)現(xiàn)象進(jìn)行探索[36-38]。MORRE[38]研究發(fā)現(xiàn)刺激植物生長的低劑量興奮效應(yīng)的分子靶位是TIP/NOX蛋白質(zhì)。但目前有關(guān)重金屬對(duì)土壤的低劑量興奮效應(yīng)在分子水平上的作用機(jī)制尚不明確。

4結(jié)論

(1)Cd2+、Cr3+與濕地土壤ALP活性之間存在顯著的雙相劑量效應(yīng)關(guān)系，但該劑量關(guān)系的表達(dá)與兩者之間接觸時(shí)間的長短密切相關(guān)。12 h后，低劑量Cd2+、Cr3+使土壤ALP活性顯著升高；隨著添加劑量的增加，酶活性受到明顯抑制。

(2)低劑量Cd2+對(duì)ALP活性變化影響的機(jī)理是Cd2+充當(dāng)了反競爭性抑制劑，即其并未對(duì)酶本身產(chǎn)生抑制，而是對(duì)ALP與底物結(jié)合后產(chǎn)物的形成產(chǎn)生抑制。相比較而言，低劑量Cr3+增加了ALP的最大反應(yīng)速率。這表明重金屬與土壤酶之間的低劑量興奮效應(yīng)機(jī)理可能與其離子特性密切相關(guān)。

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(責(zé)任編輯： 陳昕)

Low-Dose Hormetic Effects of Cd2+and Cr3+on Alkaline Phosphatase in Wetland Soil in Dongtan of Chongming.

FANDi-wu1,2,XUSha1,2,ZHOUMan-li2,ZHANGQian-nan2,ZHUYong-li1,2,HANJian-gang1,2

(1.Collaborative Innovation Center of Sustainable Forestry in Southern China of Jiangsu Province, Nanjing Forestry University, Nanjing 210037, China;2.College of Biology and the Environment, Nanjing Forestry University, Nanjing 210037, China)

Abstract:To explore low-dose hormetic effects (a biphasic dose-response characterized by a low dose benefit and a high dose inhibition) of Cd(2+) and Cr(3+)on activity of alkaline phosphatase in wetland soil, soil samples were collected from the wetland in Dongtan of Chongming, treated with different doses of Cd(2+) and Cr(3+), making the samples 0, 0.001, 0.01, 0.1, 1, 5, 10, 20, 100 and 500 mg·kg(-1) in Cd(2+) concentration and 0, 0.5, 5, 50 100, 500 and 5 000 mg·kg(-1) in Cr(3+) concentration, separately, and then incubated for 0, 6, 12, 24, 48, 72 and 120 hrs. After the incubation soil samples were analyzed for activity of alkaline phosphatase (ALP)in soils to determine characteristics of the temporal variation of the activity with the incubation. Results show that after 12 hours of incubation, ALP activity was 8.6% higher in the soil samples 1 mg·kg(-1) in Cd(2+) concentration than in CK, and was obviously inhibited in the soil samples 10 mg·kg(-1) in Cd(2+) concentration(P<0.05), while ALP activity was 22.8% higher in the soil samples 5 mg·kg(-1) in Cr(3+) concentration than in CK (P<0.05), but substantially lower in the soil samples 100 mg·kg(-1) or higher in Cd(2+) concentration, which indicates that the two types of heavy metals have some low-dose hormetic effects on ALP activity in the wetland soil, and the effects were closely related to duration of their contact. Meanwhile, after 24 hours of incubation, V(max )/Km (maximum reaction velocity/Michaelis constant) was 1.7 in the soil samples 1 and 5 mg·kg(-1) in Cd(2+) concentration and lowered down to 0.8 in the soil samples 20.0 mg·kg(-1) in Cd(2+) concentration with both V(max) and Km being lower than their respective ones in CK (soil samples 0 mg·kg(-1) in Cd(2+) concentration), and V(max)/Km was also 1.7 in the soil samples 1 and 5 mg·kg(-1) in Cr(3+) concentration, and 1.4 in the soil samples 100 mg·kg(-1) in Cr(3+) concentration, with both V(max) and Km being higher than their respective ones in CK. All the findings indicate that both V(max) and Km fall simultaneously in the presence of Cd(2+), but rise simultaneously in the presence of Cr(3+), and that the mechanism of low-case hormesis existing between heavy metals and soil enzymes may be closely related to properties of the heavy metal ions.

Key words:hormesis;alkaline phosphatase;heavy metal;coastal wetlands

作者簡介：范弟武(1992—)，男，安徽宣城人，碩士生，主要從事環(huán)境毒理學(xué)方面的研究。E-mail： 709719226@qq.com

DOI：10.11934/j.issn.1673-4831.2016.02.023

中圖分類號(hào)：X53

文獻(xiàn)標(biāo)志碼：A

文章編號(hào)：1673-4831(2016)02-0320-06

通信作者①E-mail: zhuyongli76@126.com ②E-mail: hanjiangang76@126.com

基金項(xiàng)目：國家自然科學(xué)基金 (41375149,41471191)；江蘇高校優(yōu)勢(shì)學(xué)科建設(shè)工程資助項(xiàng)目(PAPD)；南京林業(yè)大學(xué)2015年度大學(xué)生實(shí)踐創(chuàng)新訓(xùn)練計(jì)劃(2015sjcx188)

收稿日期：2015-10-26