农业环境科学学报2010,29(10):1979-1985
Journal of Agro-Environment Science
殷宪强1，王昌钊2，易磊1，王永浩1，张兴昌1，3
（1.西北农林科技大学资源环境学院，陕西杨凌712100；2.陕西出入境检验检疫局，西安710068；3.西北农林科技大学/中国科学院水利部水土保持研究所，陕西杨凌712100）
摘要：采用添加外源铅和室内培养的方法，研究了黄绵土盆栽小青菜后土壤中铅的形态分布规律及土壤酶活性对铅污染的响应，并分析了土壤铅形态与土壤酶活性的关系。结果表明，未污染黄绵土中铅各形态的比例为：可交换态0.77%，碳酸盐结合态6.27%，铁锰氧化物结合态1.82%，有机结合态13.4%，残渣态77.74%。铅污染后黄绵土中各形态铅的浓度随着外源铅浓度的增加而极显著增加，土壤受到铅污染后，各形态铅的比例发生了显著变化，上列各形态所占比例依次为0.346%、18.464%、0.496%、46.532%、34.168%。铅污染对过氧化氢酶和碱性磷酸酶产生极显著影响[（R过氧化氢酶=0.8411，P过氧化氢酶<0.001，n=18；R碱性磷酸酶=-0.9869，P碱性磷酸酶<0.001，n=18）]，二者可以作为土壤铅污染的评价指标；总铅对过氧化氢酶、碱性磷酸酶和脲酶的活性变化没有任何贡献，进一步说明不能采 用总铅含量作为土壤铅污染的评价指标。在铅的各化学形态中除有机结合态外，过氧化氢酶与其余各形态铅含量均呈极显著正相关；碱性磷酸酶与各形态铅均呈极显著负相关；碳酸盐结合态对过氧化氢酶和碱性磷酸酶的直接影响最大，而且铅的其他化学形态通过碳酸盐结合态的间接影响亦最大，表明各形态铅中以碳酸盐结合态对两种酶的影响为主，该两种酶与碳酸盐结合态相结合可作为土壤铅污染评价指标。
关键词：土壤；铅形态；土壤酶活性
中图分类号：X53文献标志码：A文章编号：1672-2043(2010)10-1979-07
Relationship Between Pb Fractions and Soil Enzyme in Loessal Soil
YIN Xian-qiang1,WANG Chang-zhao2,YI Lei1,WANG Yong-hao1,ZHANG Xing-chang1,3
（1.College of Resources and Environment,Northwest A&F University,Yangling712100,China;2.Shaanxi Entry-Exit Inspection and Quar－antine Bureau,Xi′an710068,China;3.Northwest A&F University/Institute of Soil and Water Conservation,Chinese Academy of Sciences and Ministry of Water Resource,Yangling712100,China）
Abstract：In this study,we investigated the Pb chemical forms distribution and soil enzyme activity in loessal soil after Brassica Chinensis through laboratory cultivation,and discussed the response of soil enzyme to Pb pollution.The result showed that the ratio of different Pb frac－tions in uncontaminated soil followed the order of exchangeable Pb（0.77%）<carbonates bound Pb（6.27%）<iron and manganese oxides bound Pb（1.82%）<organic matter bound Pb（13.4%）<residual Pb（77.74%）.The content of Pb fractions in contaminated soil increased sig－nificantly with Pb addition,when the soil was contaminated,the ratio of different Pb fractions were0.346%,18.464%,0.496%,46.532%, 34.168%,respectively.Pb pollution significantly affected the catalase and phosphatase in soils and catalase and phosphatase could be used as the evaluation index for soil Pb pollution.The activity of catalase had significantly positive correlation with all Pb fractions.The activity of phosphatase had significantly negative correlation with all Pb fractions.Among all the different Pb fractions,the carbonates bound Pb domi－nated the influence on catalase and phosphatase through direct and indirect way,which showed the combination of catalase,phosphatase and carbonates bound Pb could be the evaluation index for soil Pb pollution.
Keywords：soil;Pb fractions;soil enzyme activity
促进剂cbs收稿日期：2010－05－25
基金项目：中科院知识创新工程重要方向（KZCX2－YW－441）；国家科技支撑计划（2006BAD09B06）；国家973计划（2007CB106803）；西北农林科技大学科研专项（07ZR044）
作者简介：殷宪强（1977—），男，讲师，主要从事土壤污染与修复方面的教学与研究工作。E-mail：xianqiangyin@yahoo
通讯作者：张兴昌E-mail：zhangxc@ms.iswc.ac
2010年10月
表2土壤中铅形态连续提取方法[13]Table 2The sequential extraction of Pb in soil
注：每次离心沉降滤出提取液后用水洗涤沉渣。
步骤形态浸提剂
水土比提取1水溶态与可交换态1mol ·L -1Mg （NO 3）2（pH=7.0）4∶125℃振荡2h 2碳酸盐结合态1mol ·L -1NaAc-HAc （pH=5）5∶125℃振荡6h 3铁锰氧化物结合态0.04mol ·L -1NH 2OH ·HCl －25%HAc 10∶196±3℃振荡4h
4有机结合态
A ：20mL 30%H 2O 2（pH ＝2.0
）；B ：0.2%HNO 35∶1
A ：85℃水浴近干；
B ：25℃振荡2h 浸提
5总铅HF-HClO 4-HNO 3消化
6
残渣态
残渣态＝总量－（交换态+碳酸盐结合态+铁锰氧化物结合态+有机结合态）
表1黄绵土的基本性状
Table 1The selected properties of loessal soil
双模单待重金属Pb 进入土壤后，通过溶解、沉淀、凝聚、络
合吸附等各种反应，形成不同的化学形态，并表现出不同的活性[1]。利用土壤中重金属总量来评估其潜在的风险不是一种很好的方法[2]。
近几十年来，人们用单一提取剂或连续提取的方法来提取土壤中的有效态重金属，更能科学地反映重金属污染土壤后的生物有效性[3]。大量研究表明土壤中不同的铅形态对有效性的贡献是不同的，并有学者认为土壤中铅形态以及土壤酶[4-6]均可作为评价土壤铅污染的指标。
土壤酶活性的大小可较灵敏地反映土壤中生化反应的方向和强度[7]。由于土壤酶活性与土壤重金属污染程度具有一定相关性[8]，且一些酶的活性可较稳定、敏感地反映重金属对土壤的污染程度，人们开始注重探讨用土壤酶活性作为判定土壤污染程度的生化指标[9]。在诸多土壤酶中，与土壤氮、磷、硫等循环有关的酶对重金属抑制作用的响应较明显，而与土壤碳有关的酶对重金属的抑制反应响应较弱[10]。目前普遍使用土壤污染监测的土壤酶有脲酶、过氧化氢酶、碱性磷酸酶等[7]。和文祥等[6]发现用脲酶和过氧化氢酶可作为判断土壤中全量铅污染程度的主要指标。尹君等[11]发现Cd 对土壤酶活性有抑制作用，随着Cd 浓度的增加，土壤酶活性明显降低，在其所测的4种土壤酶中，土壤脲酶和过氧化氢酶活性与土壤Cd 含量相关性最好，而且在土壤重金属污染评价中，有效Cd 与土壤酶活性相关性较好。刘树庆[4]对过氧化氢酶、脲酶与重金属元素含量的分析表明，该两种酶活性均与重金属含量呈显著负相关。
目前人们对土壤铅污染和酶的关系已有所研究，但主要集中在土壤酶与铅总量的关系上，而对土壤酶
与土壤铅形态相结合进行土壤铅污染评价的报道较
少。当前重金属污染指标的确定呈现出综合趋势，特别是对于土壤体系，由于其物理、化学、生物及重金属等成分间的关系十分复杂，采用土壤酶活性与土壤重金属相结合的评价方式对土壤重金属污染进行评价具有一定优势，但同时土壤酶活性的影响因素复杂，因此开展不同土壤中重金属形态对土壤酶的影响，以及明确土壤铅形态和土壤酶作为评测土壤铅污染的指标是否矛盾具有重要意义。
本研究以铅污染黄绵土为研究对象，分析了种植小青菜后土壤酶对铅污染的响应特征，为该土壤环境条件下土壤铅污染的评测提供理论基础。
1材料与方法
1.1供试土壤
供试土壤为黄绵土，采自陕西省安塞县，土壤基本理化性质见表1。
土壤预处理：将Pb （NO 3）2溶液喷洒入过2mm 筛的土壤中，共设对照CK 和5个铅污染处理，分别为：200、400、600、800、1000mg ·kg -1。保持湿润，室温下平衡60d ，待各处理土壤风干后磨细过2mm 筛。盆栽小青菜，随机选取3盆采集土壤样品。所采土壤样品于室内自然风干后，分别过0.15mm 和1mm 筛，储存备用。
1.2土壤铅的形态及土壤酶活性的测定
土壤样品按表2所述方法进行连续提取，所得样品用日立Z-5000火焰原子吸收分光光度计测定。土
壤酶活性测定参考《土壤酶及其研究法》[12]
，过氧化氢酶采用容量法，脲酶采用比法，碱性磷酸酶采用磷
pH Pb/mg ·kg -1有机质OM/%
碳酸钙CaCO 3/%
N/mg ·kg -1P/mg ·kg -1K/mg ·kg -1CEC/cmol ·
kg -1＜0.01mm 粘粒含量/%
7.81
22.85
0.59
11.24
12.99
67.00
44.56
11.7
18.52
殷宪强等：黄绵土铅形态与土壤酶活性关系的研究
1980
第29卷第10期农业环境科学学报酸苯二钠比法。
2结果与分析
2.1土壤重金属铅污染的形态分析
铅进入土壤后将发生一系列的转化、沉淀、吸附等物理化学反应，以不同的形态、物质形式存在于土壤中。当外源铅进入土壤后，各形态铅的含量均随着外源铅浓度升高而极显著增加（图1，图2，表3）。本研究中土壤铅的存在形态以可交换态存在的形式极少，铁锰氧化物结合态含量相当，均比较低（<4mg ·kg -1）。在各处理中，有机结合态铅的含量最高，其次是碳酸盐结合态，这两种形态是土壤中铅向可交换态铅转化的主要部分，对植物的潜在危害较大，其中以碳酸盐结合态和有机结合态的增幅最大（图1，图2）。黄绵土中可交换态铅的浓度在铅处理小于400mg ·kg -1时低于检测限，当外源铅为800mg ·kg -1和1000mg ·kg -1时，可交换态铅仅为2.7mg ·kg -1和1.8mg ·kg -1。因可交换态的重金属在土壤环境中最为活跃，活性大，所以毒性也强，易被植物吸收，同时也易被吸
附、淋失或发生反应转化为其他形态[14]。铁锰氧化物结合态铅浓度虽然随着外加铅浓度的增加而呈现极显著增加趋势，但其含量较低，主要是因为黄绵土中铁、锰的氧化物和氢氧化物的含量较低，抑或受到反应条件的限制，在短时间内没有与铅离子形成有效的结合。
90gan
碳酸盐结合态铅的浓度随着外加铅浓度的增加而升高，达极显著水平（图2，表3）。因土壤中存在着大量的碳酸盐（11.24%，见表1），加入土壤中的铅离子能迅速被碳酸盐所吸附，并逐渐形成碳酸铅沉淀而固定，使铅离子的移动性降低，不易被淋失。有机结合态铅含量随着土壤中外加铅浓度的增加亦极显著增
加，外加铅浓度为0mg ·kg -1的土样中有机结合态铅的浓度比较低。在加入少量铅后有机结合态铅的浓度呈现显著增加，其原因是土壤中有机质的强烈螯合作
用，或者矿物颗粒的包裹层上的有机表层的吸附作用，显著提高了土壤中有机结合态的铅。残渣态铅
浓度随着土壤中外加铅浓度的增加而升高。土壤中残渣态铅的含量较高，其原因是土壤中含有比较多的硅酸盐、原生和次生矿物，外加铅离子能够在土壤颗粒表面发生吸附或者与土壤中的矿物离子发生同晶置换反应，随着反应时间和程度的增加，铅离子存在于土壤的晶格表面及晶格内。但同时由于铅处理后平衡时间的影响，铅首先与土壤中的有机质及氧化物相结合，而残渣态铅的比例低于对照土
图2外源铅对土壤碳酸盐结合态、有机结合态、残渣态与总铅含量的影响Figure 2The effect of added Pb on Car-Pb ，Om-Pb ，Res-Pb and Total-Pb in soil
表3土壤中各形态铅含量与外源铅处理的相关性Table 3The correlation of different fraction Pb in soil with added Pb
可交换态碳酸盐结合态铁锰氧化
物结合态有机结合态残渣态r 0.79240.97750.80450.73880.9423P
<0.0001
<0.0001
<0.0001
<0.0005
<0.000
1
1981
2010年10月
表5外源铅对土壤酶活性的影响
Table 5The effect of added Pb on activity of soil enzyme
土壤铅处理/
mg ·
kg -1过氧化氢酶/
mL ·g -1碱性磷酸酶/
mL ·100g -1脲酶/
mg ·g -1CK 3.526±0.009355.957±1.0770.154±0.001200 3.435±0.006292.126±3.7770.119±0.002400 3.373±0.005263.979±0.9610.109±0.002600 3.613±0.018216.913±2.1810.093±0.004800 3.878±0.030193.073±0.3080.127±0.0021000 4.059±0.005163.849±1.5980.138±0.002r 0.8411-0.9869-0.1810P
<0.001
<0.001
0.4723
壤。虽然土壤残渣态铅与土壤结合比较牢固，但在特定
的土壤环境下，也会发生化学反应转化为其他形态。
从铅进入土壤后的形态分布比例来看（表4），在没有外源铅的情况下，黄绵土残渣态铅占总铅的比例
高达77.74%，
其次是有机结合态13.40%，碳酸盐结合态6.27%，铁锰氧化物结合态1.82%，可交换态最低0.77%。
当土壤受到铅污染后，土壤中各形态铅占总铅的比例发生变化，呈有机结合态（46.53%）>残渣态（34.17%）>碳酸盐结合态（18.46%）>可交换态（0.77%）>铁锰氧化物结合态（0.50%）。不同铅处理土
壤中铅的各形态中，可交换态极显著增加（P <0.001），铁锰氧化物结合态显著性增加（P =0.0425）和有机结合态显著性降低（P =0.0395），该3种形态铅的比例发生了显著和极显著变化，土壤中的碳酸盐结合态铅（P =0.7538）和残渣态铅（P =0.1935）在不同铅处理间的比例无显著差异。2.2铅污染对酶的影响
从表5可以看出，在外加铅浓度较低的条件下，
过氧化氢酶的活性在外加铅浓度<400mg ·kg -1时受到抑制，随着外加铅浓度的增加，当土壤铅含量>600
mg ·
kg -1后，过氧化氢酶活性随着外加铅浓度的升高而呈现显著升高，过氧化氢酶与外源铅呈极显著正相
关（r =0.8411，P <0.001，n =18）。
龙蝎酒
碱性磷酸酶的活性随着土壤铅污染浓度的增加
而极显著降低（r =-0.9869，P <0.001，n =18）。其可能的原因是铅占据了碱性磷酸酶的活性中心，或与酶
分子的巯基、
胺基和羧基的结合，导致碱性磷酸酶活性降低，即有抑制作用。或者铅的结构与底物分子相似，使得重金属与底物分子竞争与酶结合，从而使得碱性磷酸酶降低了与底物分子的几率，降低了碱性磷酸酶的活性。
脲酶活性与铅污染的程度无显著相关性，在外加
铅浓度小于600mg ·
kg -1时，脲酶的活性随着铅浓度的增加而降低。当铅浓度大于600mg ·kg -1时，脲酶的
活性随着铅浓度的增加而升高。这是因为在铅浓度较低时，对脲酶起影响的主要是无机形态的铅，从而导
致脲酶活性的降低。当铅的浓度大于600mg ·kg -1时，有机结合态铅的含量显著增加，有机铅虽不易溶解，
但可被真菌利用，因此在高浓度铅土壤中，有机铅对土壤酶的活性起到了激活作用。2.3土壤酶活性与铅形态的关系
土壤铅形态与酶的通径分析（表6，表7，表8）表明，土壤中铅的总量对3种土壤酶的活性没有显著影响，进一步说明不采用总铅含量作为土壤铅污染的评价指标的合理性。
通过各形态铅对过氧化氢酶直接作用与间接作用的通径分析表明，除有机结合态铅外，可交换态、碳酸盐结合态、铁锰氧化物结合态、残渣态铅均对过氧化氢酶产生促进作用（表6），且促进作用要远远大于抑制作用，碳酸盐结合态的促进作用最大。过氧化氢酶在铅污染土壤后其活性被显著提高主要是因为碳酸盐结合态铅。
通过各形态铅对碱性磷酸酶直接作用与间接作用的通径分析表明，可交换态和铁锰氧化物结合态促进了碱性磷酸酶的活性，碳酸盐结合态、有机结合态及残渣态铅抑制了碱性磷酸酶的活性，且抑制作用显
表4土壤中不同形态铅的比例（%）
Table 4The propertion of different Pb fraction in soil （%）
铅处理/mg ·
kg -1可交换态碳酸盐结合态铁锰氧化物结合态
有机结合态残渣态CK 0.54±0.09a 4.74±1.26a 1.38±0.42a 9.71±0.90a 83.63±2.19a 2000.13±0.01b 14.45±3.68b 0.24±0.04b 34.72±0.55b 50.46±3.14b 4000.13±0.01b 11.11±0.51b 0.22±0.03b 33.96±0.12bc 54.58±0.42bc 6000.17±0.01b 11.44±0.12b 0.21±0.03b 31.85±0.35bcd 56.32±0.31bc 8000.49±0.05a 12.80±2.16b 0.48±0.09b 29.18±3.44cd 57.05±4.73bc 1000
0.25±0.00b
12.75±0.19b
0.53±0.15b
27.42±0.62d
67.36±8.50c
殷宪强等：黄绵土铅形态与土壤酶活性关系的研究
1982
第29卷第10期农业环境科学学报表7碱性磷酸酶与铅形态的通径分析
Table 7The path analysis between phosphatase and Pb fraction
项目可交换态碳酸盐结合态
铁锰氧化物结合态
有机结合态残渣态总铅直接通径系数0.010
-0.4270.030-0.279-0.4110.000间接通径系数
可交换态-0.315
0.022-0.163-0.3120.000碳酸盐结合态0.0070.025
-0.195-0.3760.000铁锰氧化物结合态0.007-0.347-0.075
-
0.3590.000有机结合态0.006-0.2990.008-0.220
0.000残渣态0.008-0.3910.026-0.1500.000
总铅0.008-0.4100.024-0.207-0.396r -0.7580-0.9666-0.7444-0.7842-0.9176-0.9814P
0.0003
<0.0001
0.0004
0.0001
<0.0001
<0.0001
表6过氧化氢酶与铅形态的通径分析
Table 6The path analysis between catalase and Pb fraction
著高于激活作用，碳酸盐结合态的抑制作用最大（表7）。说明碱性磷酸酶在铅污染土壤后其活性被显著降低主要是因为碳酸盐结合态铅。
通过各形态铅对脲酶直接作用与间接作用的通径分析表明，可交换态、铁锰氧化物结合态铅显著提高脲酶活性，碳酸盐结合态作用较小，有机结合态、残渣态铅抑制了脲酶的活性，抑制作用大于激活作用（表8）。结合脲酶在铅污染后活性的变化趋势来看，脲酶尚不足以作为铅污染的评价指标。
碳酸盐结合态对铅污染响应最明显的过氧化氢
酶与碱性磷酸酶的影响最大，因此可以认为该两种酶与碳酸盐结合态同时作为土壤铅污染评价指标是可行的。
3讨论
3.1土壤重金属铅污染的形态
土壤铅形态的变化主要是由于游离态铅离子与土壤中各组分发生物理化学反应，生成不同的化合物
项目可交换态碳酸盐结合态
铁锰氧化物结合态
有机结合态残渣态总铅直接通径系数0.417
0.4920.132-0.1860.0320.000间接通径系数
可交换态0.362
0.097-0.1090.0250.000碳酸盐结合态0.3070.107
-0.1300.0300.000铁锰氧化物结合态0.3050.400-0.050
0.0280.000有机结合态0.2430.3440.0360.017双拼方案
0.000残渣态0.3170.4500.115-0.1000.000
总铅0.3290.4720.104-0.1380.031r 0.79160.80530.81490.45370.81450.7977P
<0.0001
<0.0001
<0.0001
0.0586
<0.0001
<0.0001
表8脲酶与铅形态的通径分析
Table 8The path analysis between urease and Pb fraction
项目可交换态碳酸盐结合态
自助式洗衣机铁锰氧化物结合态
有机结合态残渣态总铅直接通径系数0.556
0.0930.511-0.549-0.7920.000间接通径系数
可交换态0.068
0.374-0.320-0.6020.000碳酸盐结合态0.4100.415
-
0.384-0.7250.000铁锰氧化物结合态0.4080.075-0.148
-0.6920.000有机结合态0.3250.0650.138-0.424
0.000残渣态0.4230.0850.447-0.2940.000
总铅0.4390.0890.403-0.407-0.762r 0.07736-0.190070.15375-0.44549-0.13112-0.23825P
0.7603
0.4500
0.5424
0.0639
0.6040
0.3411
1983
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