铜对土壤脲酶活性特征的影响
第35卷 第11期2007年11月西北农林科技大学学报(自然科学版)
Jo urnal o f No rthw est A &F U niv ersity (N at. Sci. Ed. ) V o l. 35N o. 11
N o v. 2007
铜对土壤脲酶活性特征的影响
王 娟, 和文祥, 孙铁珩
1
1, 2
2
(1西北农林科技大学资源环境学院, 陕西杨凌712100; 2沈阳环境工程重点实验室, 辽宁沈阳110044)
[摘 要] 铜是土壤中的 双重元素 , 为了从土壤酶角度探讨其生态毒理, 采用模拟方法较为系统地研究了铜对土壤脲酶活性及酶促反应参数的影响。结果表明, (1) 土壤肥力水平越高, 脲酶活性越大, 铜的加入导致土壤脲酶活性降低越大, 除5号土样外, 铜的质量浓度与土壤脲酶活性达显著或极显著负相关, 表明土壤脲酶活性可作为土壤铜污染程度的监测指标之一; 供试土壤铜轻微和严重污染时, 铜质量浓度分别为94. 00~151. 75和470. 40~759. 28mg /kg ; 尿素浓度对土壤生态剂量值影响不大, 生态剂量总体呈现土娄土大于红壤。(2) 除4号土样外, 土壤脲酶最大反应速度(V max ) 、最大反应速度/米氏常数(V ma x /K m ) 和反应速度常数(k ) 值, 随铜质量浓度的增加呈显著或极显著降低, K m 值则略有增加, 说明铜对土壤脲酶的作用机理为混合型抑制, 其中包含微弱的竞争性抑制, 但以非竞争性抑制为主。可见, 土壤脲酶及其参数在一定程度可表示土壤铜的污染程度。
[关键词] 土壤脲酶; 铜; 动力学参数; 作用机理; 土娄土; 红壤[中图分类号] S154. 2
[文献标识码] A
[文章编号] 1671-9387(2007) 11-0135-06
Soil urease activity affected by copper
WANG Juan , HE Wen -x iang
1
1, 2
, Sun T ie -hang
2
(1Colle ge of R esour ces and En vir onment , N orthw est A &F Univ e rsity , Yangling , S haanxi 712100, China;
2S henyang K e y L aborator y of Env ironmental Eng ine er , S henyang , L iaoning 110044, China)
Abstract:Copper is a double elem ent in the soil. In order to investigate the co pper eco -tox icity by means of soil enzy me, the relatio nship betw een soil urease and copper is systematically studied by using simulativ e metho d. T he results show ed that soil urease activity w as incr eased w ith the im pro vem ent of soil fertility. But the ur ease activ ity w as remarkably reduced by the introductio n of copper into soil, and the re -lationship betw een them w as up to the sig nificant neg ative co rrelation level so that soil ur ease activity co uld be used as a testing index of soil polluted by copper. Calculated copper ecolo gical do se E D 10and ED 50v a-l ues, w hich could be used as different polluted levels, w ere 94. 00-151. 75and 470. 40-759. 28m g/kg in soils tested. U rea concentr ation show ed little effect on ecolog ical dose. The kinetic parameters such as V max , V max /K m and k w ere reduced w ith the incr ease o f copper concentration, and their r elationship w as up to the significant negative co rrelation levels, ex cept the increased K m value. It w as prov ed that the copper reaction mechanism w as a m ix ed inhibitio n, including both competitive and non -competitive effect, w hile the no n -com petitive mechanism w as mor e im po rtant. Our results demonstr ated that soil urease could be used as an indicato r for soil co pper pollution.
Key words:soil urease; copper; kinetic param eter; reaction mechanism; Lo u soil; Red soil
*[收稿日期][基金项目][作者简介][通讯作者]
2006-10-18
国家自然科学基金项目(40301022) ; 国家重点基础研究发展计划(973) 子项目(2004CB418506) 王 娟(1982-) , 女, 陕西华阴人, 在读硕士, 主要从事土壤生态毒理研究。E -mail:juanw angs p@yah oo. com. cn 和文祥(1968-) , 男, 陕西黄龙人, 副教授, 博士, 主要从事土壤生态毒理以及土壤生物化学研究。E -mail:w xh e1968@163. com
铜是环境中存在的主要金属元素之一, 我国土壤中铜的背景值约为20. 7mg /kg, 耕作土壤中铜的最高值达到272mg /kg [1], 而在一些污染土壤中铜含量高达17000m g/kg
[2]
化、环境保护与监测等方面具有重要的环境意[6-10]义。近30年来, 国内外学者对重金属污染条件下土壤酶效应进行了大量的研究, 获得了较为满意的结果, 提出了一些可监测土壤污染的指标参数, 揭示了环境污染对土壤生化活性的影响。但以上研究大多集中在一些污染型重金属元素, 如汞、镉、砷、铅、铬等[11-12]。对铜这一 双重元素 的土壤酶生态效应却鲜见报道, 且铜与土壤酶关系的报道大多局限于矿区[11]。为此, 本研究采用模拟方法, 较为系统地探讨了铜与土壤脲酶活性之间的关系, 以期为环境保护、污染程度监测和土壤肥力的提高等提供参考依据。
。从应用角度来讲, 铜是
一种 双重元素 , 一方面, 在其含量较低时, 它是植
物正常新陈代谢及生长发育活动所必需的微量矿质元素之一, 包括作为重要的辅助因子共同构建了细胞色素氧化酶、多酚氧化酶、抗坏血酸氧化酶、超氧化物歧化酶(SOD) 等蛋白质, 参与呼吸代谢中的氧化还原反应和光合作用的电子传递过程[3], 表现出对生物有益的特性; 另一方面, 随着农业生产上含Cu 杀菌剂(波尔多液和硫酸铜溶液) 以及微量营养肥料(各种经济林果等的专用肥) 的施用, 工业上Cu 矿的过度开采及含Cu 污染物的大量排放, 导致土壤、水体等受到铜污染, 有的地方已达到十分严重的程度, 严重威胁到人畜的健康。因此, Cu 的生态毒理效应已逐渐成为人们关注的主要环境课题之一, 对其生态毒理的研究具有十分重要的理论和实践意义。
土壤酶催化了土壤中多数具有重要生化意义的反应, 因而被称为环境生态系统运行的中心, 在土壤生态系统中起着重要作用
[4-5]
[2]
1 材料与方法
1. 1 供试土样
供试土样包括2004~2005年采自中国科学院土壤研究所江西鹰潭生态试验站的红壤(简育湿润富铁土H ap udic ferrisols) 和陕西省杨凌区农田的
土娄土(
土垫旱耕人为土Eum orthic anthrosols) 。采样时, 先去除0~5cm 表层土后, 五点法取5~20cm 耕层土样, 混匀风干, 过1m m 尼龙筛后备用。常规方法测定土样的理化性质
[13]
。土壤脲酶作为惟一, 结果见表1。
作用于肥料(尿素) 的土壤酶类, 在土壤营养物质转
表1 供试土样的理化性质
T able 1 P hysica-l chemical pr operties of so il t ested
采样地点Sampling site 陕西杨凌Yangling, S haanxi 江西鹰潭Yingtan, Jian gxi
土样类型Soil ty pes
土娄土
土样编号S oil No.
123456
有机质/(g kg -1) O. M. 19. 6011. 1311. 2017. 3011. 099. 85
全氮/(g kg -1) Total N 2. 482. 442. 441. 621. 011. 01
全磷/(g kg -1) T otal P 3. 713. 593. 571. 580. 790. 71
碱解氮/(g kg -1)
Alkalin e hydrolytic N
0. 1130. 0650. 0430. 1020. 0670. 059
pH 7. 797. 917. 895. 575. 716. 07
Lou soil 红壤Red soil
1. 2 试验方法
向5. 00g 土样中加1mL 甲苯, 15min 后添加5m L 不同质量浓度(0. 0, 50. 0, 100. 0, 250. 0, 500. 0, 1000. 0mg/kg) 铜溶液(CuCl 2) 混匀, 30min 后分别加入10mL 不同浓度(0. 005, 0. 010, 0. 050, 0. 100mol/L) 尿素溶液和20mL pH 6. 7的柠檬酸盐缓冲液。于37 培养, 每隔3h 取样, 靛酚蓝比色法测定脲酶活性[14], 以形成NH 3-N 的量表示, 每处理重复3次, 并分别设无底物(尿素) 和无土壤处理对照。1. 3 数据处理
1. 3. 1 土壤脲酶动力学米氏常数K m 和最大反应速度V max 经典米氏方程为:
V 0=(V max [S ]) /(K m +[S]) 。
经数学变换后得到:
ln([S 0]/[S]) /t =([S ]-[S 0]) /t K m +V max /K m 。式中:V 0为酶促反应的初速度, t 为酶促反应时间, [S 0]和[S ]分别为初始和t 时间时的底物浓度。
将不同时间的ln ([S 0]/[S ]) /t 和([S ]-[S 0]) /t 值进行线性拟合, 即可求得K m 和V max 值。1. 3. 2 土壤酶促反应速度常数k 酶促反应速度常数k 从本质上反映了土壤酶促反应速度的快慢。
k =1/t ln(V a /(V a -V t ) ) 。
式中:V a 、V t 分别为反应过程中最大的氨释放量和t 时间内的氨释放量。
2 结果与分析
2. 1 不同质量浓度铜对土壤脲酶活性的影响
当尿素浓度为0. 100mol/L, 铜质量浓度为0. 0, 50. 0, 100. 0, 250. 0, 500. 0, 1000. 0mg /kg 时, 土壤脲酶活性测定结果见表2。由表2可知, 当铜
质量浓度为0~1000. 0m g/kg 时, 随土壤肥力升高, 红壤和土娄土的土壤脲酶活性均增强。土壤脲酶活性与土壤理化性质相关性分析结果显示, 仅有机质(r =0. 895) 和碱解氮(r =0. 931) 与土壤脲酶活性呈显著正相关。这主要是因为土壤脲酶是以吸附态存在于土壤有机质和粘粒上[15]。
g/(g h)
1000. 02. 311. 450. 550. 780. 470. 34
*
*
表2 不同质量浓度铜对供试土壤脲酶活性的影响
T able 2 Effect of different Cu concent ratio n o n so il ur ease activ ity of soils tested
土样编号Soil samples
1
23456
0. 06. 104. 392. 376. 713. 232. 50
50. 05. 434. 352. 194. 343. 042. 01
Cu 质量浓度/(mg kg -1) Cu con cen trations
100. 0250. 0
5. 073. 511. 683. 771. 671. 33
4. 693. 081. 272. 351. 070. 86
500. 03. 041. 400. 702. 450. 720. 45
由表2还可知, 随着铜质量浓度增加, 土壤脲酶活性呈降低趋势, 如尿素浓度为0. 100m ol/L 时, 与铜质量浓度为0mg /kg 时相比, 铜质量浓度为50. 0
mg/kg 时, 供试土样的脲酶活性降幅为0. 91%~35. 32%。随铜质量浓度增加, 土壤脲酶活性的降幅
增大, 当铜质量浓度达到1000. 0mg/kg 时, 供试土壤的脲酶活性降幅达到61. 7%~90. 5%。对处理中土壤脲酶活性(U) 与铜质量浓度(C Cu ) 间的关系进行线性拟合, 结果见表3。
表3 土壤脲酶活性与铜质量浓度的拟合方程
T able 3 Reg ression equatio ns between soil urease act ivity and Cu co ncentrat ion
土样编号尿素浓度/(mol L -1) Soil sample No. Ur ea con centration
0. 005
1
0. 0100. 0500. 1000. 005
2
0. 0100. 0500. 1000. 005
0. 0100. 0500. 1000. 005
4
0. 0100. 0500. 1000. 005
5
0. 0100. 0500. 1000. 005
6
0. 0100. 0500. 100
拟合方程
Regression equation U =3. 1314-0. 0021 C Cu U =3. 8898-0. 0026 C Cu U =4. 8774-0. 0031 C Cu U =5. 6005-0. 0037 C Cu U =2. 8468-0. 0025 C Cu U =3. 4142-0. 0031 C Cu U =3. 6794-0. 0031 C Cu U =4. 0203-0. 0031 C Cu U =1. 2436-0. 0012 C Cu U =1. 4554-0. 0014 C Cu U =1. 8100-0. 0016 C Cu U =2. 0173-0. 0018 C Cu U =2. 3216-0. 0021 C Cu U =2. 9755-0. 0027 C Cu U =4. 4030-0. 0042 C Cu U =4. 8348-0. 0045 C Cu U =1. 6687-0. 0018 C Cu U =1. 9543-0. 0021 C Cu U =2. 2857-0. 0023 C Cu U =2. 4929-0. 0025 C Cu U =1. 1485-0. 0013 C Cu U =1. 3269-0. 0014 C Cu U =1. 6350-0. 0017 C Cu U =1. 8433-0. 0019 C Cu
相关系数
Correlation coefficient
-0. 950*-0. 957*-0. -0. 955*-0. -0.
**
生态剂量/(mg kg -1)
Ecological dose ED 10E D [***********][***********][***********][1**********]97
[***********][***********][***********][***********]
920**
*
892*900*
**
-0. 909*-0. 890*-0. 862-0. 836
3
-0. 871*-0. 891-0. 933**-0. -0.
902*843*
-0. 886*-0. 821*-0. 802-0. 801-0. 805-0. 854*-0.
847*
**
-0. 849*-0. 823
注:自由度n -2=4, r 0. 05=0. 811, r 0. 01=0. 917。表5同。
Note:Freedom e n -2=4, r 0. 05=0. 811, r 0. 01=0. 917. It is the same as table 5.
表3表明, 除5号土样的3个处理外, 土壤脲酶活性与铜质量浓度间均达显著或极显著负相关关系, 说明铜可明显抑制土壤脲酶活性, 这可能是因为铜与土壤脲酶活性中心结合, 影响了土壤脲酶与底物的结合, 最终表现出活性的变化。表明土壤脲酶活性在一定程度上可监测土壤铜污染的程度。这与滕应等[16]对铜矿区土壤的研究结果相似。 此外, 由拟合方程可计算土壤脲酶的生态剂量(Eco logical do se) ED 10和ED 50[5, 17], 其分别代表土壤生化活性降低10%和50%时的外源污染物含量, 也可表征轻微和严重污染程度时土壤外源污染物的浓度或含量。由表3还可知:(1) 在供试尿素浓度范围内, ED 10值(平均值 标准差, 下同) 土娄土1号为(151. 75 3. 59) mg/kg , 2号为(118. 25 8. 65) mg/kg , 3号为(108. 25 4. 92) mg/kg ; 红壤4, 5, 6号土样的ED 10值分别为(108. 20 2. 75) , (96. 25 3. 77) , (94. 00 4. 08) mg/kg 。说明随土壤肥力水平的降低, 表征土壤铜轻微污染的浓度值(ED 10) 逐渐减小, 表明在有机质含量高的土样中, 土壤有机质对土壤脲酶的保护作用及对铜的吸附作用较强, 故铜对脲酶的毒害较小。(2) 土娄土1, 2, 3号土样的ED 50分别为(759. 28 18. 89) , (590. 48 42. 41) 和(569. 00 72. 3) m g/kg; 红壤4, 5, 6号土样的ED 50分别为(541. 29 13. 37) , (481. 08 19. 26) , (470. 40 19. 66) mg/kg, 说明土壤铜严重污染时,
土娄土
壤潜在能力的容量指标。脲酶催化反应的速率不仅取决于酶-底物复合体的形成速度, 也取决于其分离速度。
由表4可以看出, (1) 土娄土和红壤脲酶的K m
值分别为1. 38~7. 79和1. 53~7. 51m mo l/L, 最大相差不超过5. 7倍, 即K m 是处于同一数量级的, 这是由于土壤脲酶来源比较单一, 即主要来源于微生物的缘故。(2) 随铜质量浓度增大, 土壤脲酶的K m 值总体呈增加趋势, 表明在供试铜质量浓度(0~1000. 0mg /kg) 范围内, 铜的加入导致土壤脲酶与底物(尿素) 间的亲和力降低; 从机理上讲其间具有微弱的竞争性抑制作用。(3) 随着土壤类型和肥力水平变化, 土壤脲酶K m 变化的规律性不明显, 这与其他重金属的研究结果[15, 20]相类似。(4) 除红壤4号土样的个别处理外, 土娄土脲酶的V max 大于红壤, 且随肥力水平升高而增大, 说明土娄土中脲酶含量较高, 这与前面土壤脲酶活性的结果基本一致。(5) 铜的加入导致土壤脲酶V max 值降低, 对铜质量浓度与土壤脲酶V max 关系进行线性拟合, 结果(表5) 显示, 除红壤4号土样外, 其他土样脲酶活性V max 与铜质量浓度的关系均达显著或极显著负相关, 表明铜的加入降低了脲酶-尿素复合物解离的速度, 揭示出铜对土壤脲酶的作用机理为非竞争抑制。结合前面K m 的变化情况认为, 铜对土壤脲酶是一种混合抑制作用, 但以非竞争性抑制作用为主。
有学者认为, V max /K m 是酶促反应初速度的重要指标, 可作为土壤肥力的指标之一。反应速度常数k 则在本质上反映了酶促反应是 快 还是 慢 , 其值与底物浓度无关[18]。从表4和表5还可以看出:(1) 除土娄土1号和红壤4号土样外,
土娄土脲酶
和红壤的铜质量浓度分别为(569. 00~
759. 28) 和(470. 40~541. 29) mg/kg; 随土壤肥力降低, ED 50与ED 10表现出类似的规律性变化。(3) 不同尿素浓度下, ED 10和E D 50值差别较小, 说明底物浓度对土壤生态毒理的影响较小。(4) 供试土壤铜轻微和严重污染时铜质量浓度分别为(94. 00~151. 75) 和(470. 40~759. 28) mg/kg 。(5) 生态剂量(E D 10和ED 50值) 总体呈现土娄土大于红壤的规律性变化, 这可能是由于南方红壤的pH 较低, 土壤为酸性土壤, 而铜在酸性条件下多以离子状态存在, 表现出较强的生态毒性, 而北方的土娄土为碱性土壤, 铜的毒性相对较弱。
2. 2 不同质量浓度铜对土壤脲酶动力学参数的影响
动力学是研究土壤酶促反应机制的重要手段之一。米氏常数K m 表征酶与底物结合的牢固程度, 当K m 值小时, 酶与底物结合牢固, 形成酶-底物复合物的概率大, 亲和力也大, 反之, 亲和力小; 最大反应速度V max 是总酶量的量度, 可表征酶-底物复合物分解为酶和产物的速率, 是实现某种酶过程的土
[18-20]
V max /K m 和k 值均大于红壤, 说明土娄土脲酶酶促反
应速度较快, 表观上体现为酶活性较高; (2) 无论是
土娄土还是红壤,
在相同铜质量浓度条件下, 土壤脲
酶V max /K m 和k 值均呈现随肥力水平升高而增大的规律性变化, 说明高肥力土壤脲酶活性中心易与底物结合形成中间复合物, 酶促反应速度较快; (3) 随铜质量浓度增大, 脲酶V max /K m 和k 值总体上均呈逐渐减小趋势, 相关性分析显示, 除红壤4号和6号土样外, 其他土样脲酶V max /K m 与铜质量浓度的关系均达显著或极显著负相关, 说明铜的加入从本质上减缓了脲酶酶促反应的速度, 同时也说明土壤脲酶对铜污染是比较敏感的, V max 、V max /K m 和k 值都可和酶活性一起作为铜污染程度的监测指标。
第11期王 娟等:铜对土壤脲酶活性特征的影响
表4 不同质量浓度铜对供试土壤脲酶动力学参数的影响
T able 4 Effect o f different Cu concent ratio n o n K inetic parameter of urease of soils tested
动力学参数Kinetic param eter
V max /( mol V max /K m /-1-1-1L g h ) ( 10-3) 25. 04714. 870
22. 59821. 48817. 94312. 0548. 20018. 88315. 34512. 2788. 8244. 9764. 6969. 1807. 4004. 8953. 9202. 1761. 80140. 44933. 40813. 5047. 7077. 9763. 96514. 65810. 8576. 2543. 4882. 0820. 1757. 0895. 3433. 8602. 3221. 4150. 492
11. 27412. 6129. 9275. 7793. 8498. 6576. 0096. 0134. 7281. 3111. 0376. 0974. 1723. 5431. 3280. 4440. 23120. 21513. 8157. 1445. 0494. 2351. 8974. 1683. 2222. 7201. 7670. 5490. 0234. 0122. 3511. 5650. 8090. 2170. 095
139
土样编号Soil sample No.
铜质量浓度/(m g kg -1) Cu concentration s
0. 050. 0100. 0250. 0500. 01000. 0
0. 050. 0100. 0250. 0500. 01000. 0
0. 050. 0100. 0250. 0500. 01000. 0
0. 050. 0100. 0250. 0500. 01000. 0
0. 050. 0100. 0250. 0500. 01000. 0
0. 050. 0100. 0250. 0500. 01000. 0
K m /
(m mol L -1)
1. 68
2. 001. 701. 812. 082. 132. 182. 552. 041. 863. 794. 531. 511. 771. 382. 954. 907. 792. 002. 421. 891. 531. 882. 093. 523. 372. 301. 973. 797. 511. 772. 272. 472. 876. 525. 19
k /( 10-3) 4. 1743. 5043. 6362. 8771. 8501. 2143. 0782. 2922. 0461. 4450. 5910. 4771. 6371. 2070. 8750. 5050. 2130. 1286. 3034. 6722. 0971. 3071. 2700. 6111. 8451. 3730. 9620. 5420. 2320. 1311. 1430. 7690. 5510. 3020. 1120. 045
r -0. 924-0. 891-0. 823-0. 917-0. 803-0. 892-0. 601-0. 561-0. 548-0. 766-0. 574-0. 792-0. 865-0. 893-0. 928-0. 750-0. 605-0. 774-0. 937-0. 967-0. 953-0. 940-0. 817-0. 757-0. 569-0. 607-0. 617-0. 842-0. 822-0. 534-0. 930-0. 910-0. 748-0. 795-0. 767-0. 828
1
2
3
4
5
6
注:自由度n -2=14, r 0. 05=0. 497, r 0. 01=0. 623。Note:Freedome n -2=14, r 0. 05=0. 497, r 0. 01=0. 623.
表5 土壤脲酶动力学参数与铜质量浓度(C Cu ) 的相关性
T able 5 Relationship between soil urease kinetic parameter and Cu co ncentration
土样S oil s am ple
1
拟合方程
Reg ress ion equation
V max =23. 14-0. 0166 C Cu V max /K m =12. 967-0. 103 C C u k =3. 7811-0. 0029 C C u
2
V max =14. 861-0. 0127 C Cu V max /K m =6. 8206-0. 0069 C Cu k =2. 3953-0. 0023 C C u
3
V max =6. 8972-0. 0063 C Cu V max /K m =4. 238-0. 0051 C Cu k =1. 171-0. 0013 C Cu
相关系数Correlation coefficients -0. 964*-0. 934*-0. 955*-0. 846*-0. 889*-0. 876*-0. 824*-0. 821*-0. 834*
6
***
土样Soil sample
4
拟合方程
Regression equ ation
V max =27. 022-0. 029 C Cu
V max /K m =13. 059-0. 0137 C Cu k =4. 0816-0. 0043 C Cu
相关系数Corr elation coefficien ts -0. 723-0. 750-0. 728-0. 818*-0. 912*-0. 829*-0. 856*-0. 770-0. 819*
5
V max =10. 027-0. 0119 C Cu V max /K m =3. 2873-0. 0038 C Cu k =1. 3128-0. 0015 C Cu V max =5. 1998-0. 0056 C C u V max /K m =2. 4648-0. 003 C Cu k =0. 7739-0. 0009 C Cu
140西北农林科技大学学报(自然科学版)
1995, 27(9) :1201-1208.
第35卷
3 结 论
(1) 土壤铜污染质量浓度相同时, 随着土壤肥力水平的升高, 土壤脲酶活性增强; 铜可以明显抑制土壤脲酶活性, 除5号土样的3个处理外, 铜质量浓度
与土壤脲酶活性之间达显著或极显著负相关。供试土壤轻微和严重污染时, 铜质量浓度分别为94. 00~151. 75mg/kg 和470. 40~759. 28m g/kg; 土壤受铜轻微及严重污染的浓度随土壤肥力水平降低而减小, 而尿素浓度对土壤生态剂量值影响不大。
(2) 随铜质量浓度增大, 土壤脲酶V max 、V max /K m 和k 减小, 二者关系达显著或极显著负相关, K m
值总体呈增加趋势, 但仍处于同一数量级, 表明铜可降低脲酶-尿素复合物解离的速度, 使酶促反应变慢, 揭示出铜对土壤脲酶的作用机理为混合型抑制, 其中包含微弱的竞争性抑制, 但以非竞争性抑制为主。可见, 土壤脲酶在一定程度上可表示土壤铜污染的程度。[参考文献]
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