重金属污染是主要的土壤污染类型之一，具有隐蔽性、长期性、累积性、难修复等特点，会对土壤生态系统产生严重的破坏，并可随食物链对人、畜健康造成潜在危害(王振中等，2006).Hg属于4种毒性最强的重金属之一，主要来源于工业废水和污泥、农药、汞蒸汽等.据统计，我国每年的Hg用量达600 t(李静等，2011)，污染土壤面积为3.2万hm²(吴燕玉等，1986)，导致土壤中Hg含量最高达723.7 mg · kg^-1(仇广乐等，2006)，可见我国的土壤Hg污染已十分严重.其结果不仅会恶化土壤性状，降低作物产量和品质，且在酸性土壤中会经淋溶等途径进入并污染地下水，最终随食物链对人、畜健康产生潜在威胁，导致人类神经及视觉方面的诸多疾病.如日本著名的“水俣病”(鲁洪娟等，2007).因此，Hg被美国环保局(EPA)认定为129种优先控制的污染物之一，对其环境效应进行研究具有重要的理论和实践意义.

土壤酶作为土壤三大组成部分之一，其在营养物质循环、能量代谢、污染物清除及监测等过程中发挥着重要的作用(王新等，2004).其中，土壤脲酶和脱氢酶分别是影响尿素水解、氮素循环和土壤生物活性的重要酶类.国内外学者采用土壤酶开展的重金属生态毒理效应研究发现，重金属对土壤酶的影响分为激活、抑制和无关3种情况，如不同金属离子对脲酶活性的抑制能力为：Ag⁺=Hg²⁺>Cu²⁺>Cd²⁺>Co²⁺> Ba²⁺> Zn²⁺ > Ni²⁺ > Fe²⁺ > Cr³⁺ > Mn²⁺ > Sr²⁺ > Pb²⁺ > Al³⁺(Yadav et al., 1986)；汞会显著抑制土壤脲酶、转化酶活性(卢显芝等，2009；沈桂琴等，1987)；酸性磷酸酶和脱氢酶能够较好地表征土壤汞的污染程度(Maliszewska-Kordybach et al., 2003)等，且土壤性质、污染梯度和时间等对二者关系有重要影响(寇冬梅，2008；高大祥等，2008；张乃明等，2001；和文祥等，2000a; 2000b).但上述结果大多是基于对单一地区的几个土样为材料获得的，且在不同类型土壤上土壤酶的响应并不完全一致.由于我国地域辽阔、土壤类型丰富，因此，为了解我国主要土壤类型中汞与土壤酶活性的关系，并初步探讨土壤理化性质对二者关系的影响.本文拟选取我国14种主要土壤类型的18个土样为对象，较为系统地研究汞胁迫下土壤脲酶、脱氢酶活性的变化规律，以期了解二者之间的关系及土壤性质的影响，最终为环境立法、保护和监测提供依据.

供试土样为采自我国典型地区14个类型的土壤(表 1)，采样时，先去除0~5 cm的表土，取5~20 cm之间的土样，混匀风干，过1 mm尼龙筛备用.采用常规方法分析土样的理化性质(鲍士旦，2000)，土壤样品采用王水∶水(1∶1)进行水浴消煮，原子荧光仪测定土壤汞的含量，结果见表 1.

表1(Table.1)

表1 供试土样的理化性质 Table.1 Physio-chemical properties of soils tested

表1 供试土样的理化性质 Table.1 Physio-chemical properties of soils tested 编号 土壤类型、采样地与利用状况 有机质/(g·kg-1) 全氮/(g·kg-1) 全磷/(g·kg-1) CEC/(cmol·kg-1) pH (H2O) 黏粒含量(<0.002 mm) Hg含量/(mg·kg-1) S1 栗钙土，内蒙，旱作(小麦玉米轮作) 16.30 0.96 0.38 11.61 8.80 10.51% 0.068 S2 潮土，山东，旱作(小麦玉米轮作) 11.84 0.93 0.97 13.09 8.65 17.11% 0.067 S3 灌淤土，甘肃，蔬菜 19.27 1.05 0.74 11.23 8.37 6.66% 0.090 S4 滨海盐土，天津，旱作(小麦) 22.02 1.42 0.92 24.67 8.29 7.59% 0.061 S5 褐土，山西，旱作(小麦玉米轮作) 23.17 1.13 0.95 16.80 8.24 17.74% 0.104 S6 灰漠土，新疆，旱作(小麦玉米轮作) 19.43 1.32 0.78 25.25 8.12 9.57% 0.065 S7 潮土，河南，旱作(小麦玉米轮作) 17.79 1.07 0.75 16.01 8.07 18.18% 0.086 S8 潮土，河北，旱作(小麦玉米轮作) 8.57 0.68 0.53 8.12 7.98 10.50% 0.083 S9 塿土，陕西，旱作(小麦玉米轮作) 16.49 1.36 0.98 22.37 7.90 26.01% 0.085 S10 乌栅土，江苏，水稻 47.69 2.44 0.69 26.20 6.93 45.94% 0.056 S11 黑土，吉林，旱作(玉米连作) 32.85 1.75 0.35 31.11 6.82 30.18% 0.085 S12 黑土，黑龙江，旱作(小麦玉米大豆轮作) 35.69 1.74 0.48 28.59 6.27 19.33% 0.064 S13 黄棕壤，安徽，旱作(小麦玉米轮作) 20.04 0.99 0.35 19.08 6.25 16.84% 0.071 S14 红壤，江西，旱作(小麦) 11.69 0.51 0.52 8.70 6.01 36.51% 0.070 S15 赤红壤，云南，水稻 34.26 2.01 0.81 11.10 5.92 27.52% 0.092 S16 棕壤，辽宁，水稻 25.84 1.00 0.73 12.19 5.74 17.32% 0.103 S17 紫色土，重庆，水稻 17.48 1.00 0.55 21.34 5.74 24.96% 0.056 S18 红壤，湖南，旱作(小麦玉米轮作) 15.52 1.14 0.47 10.85 4.90 42.91% 0.079

向5.00 g土样中加入1 mL甲苯，15 min后添加5 mL不同剂量(0、0.5、1.0、2.0、3.0、6.0和10.0 mg · kg^-1 Hg²⁺)的HgCl₂溶液，混匀30 min后，加入相应的底物和缓冲液(土壤脲酶：10%的尿素溶液和pH=6.7的柠檬酸缓冲液；土壤脱氢酶：三苯基四氮唑氯化物)，37 ℃培养，定期取样.采用靛酚蓝和三苯基四氮唑氯化物(TTC)比色法分别测定土壤脲酶和脱氢酶活性(关松荫，1986).酶活性单位分别用NH₃-N、三苯基甲臢(TPF)的量(μg · g^-1 · h ^-1)来表示.每处理重复3次，并设无底物、无土壤处理作对照.

采用Microsoft Excel2003、SPSS10.0软件对数据进行多重比较及模型拟合.生态剂量(Ecological dose)ED₁₀是指土壤酶活性变化10%时外界污染物的浓度，可表征土壤轻度污染时的临界浓度(Doelman et al., 1989).

土壤脲酶是唯一对尿素肥料起作用的酶类，其活性高低与土壤肥力水平等密切相关.由供试土壤的脲酶活性(表 2)可以看出，对照处理的土壤脲酶活性有较大差异，S13土样的土壤脲酶活性最低，为2.91 μg · g^-1 · h^-1，而S15的土壤脲酶活性最高，达54.71 μg · g^-1 · h ^-1，二者相差18.80倍.同时对土壤脲酶活性与土壤性质进行相关分析，结果均未达到显著相关水平，这主要是由于土壤类型、生态条件差异较大，造成其中吸附在土壤有机质和粘粒上的脲酶特征不同所致，这也佐证了之前的结论(和文祥等，1997).Hg加入后，除S4、S6、S13~S16土样外，其余土样的土壤脲酶活性均显著降低，如当Hg含量2 mg · kg^-1时，所有供试土样的脲酶活性均减小，降幅在9.5%~100%之间，表明Hg强烈抑制了土壤脲酶活性.这可能是由于Hg与土壤脲酶活性部位中的巯基和咪唑的配位体等结合，形成了非常稳定的化学键，从而与底物产生非竞争性抑制，导致土壤脲酶部分失活的缘故(周礼恺等，1985).Hg导致土壤脲酶的降幅，总体表现为碱性土壤降幅较小，而酸性和中性土壤则相反.这可能是由于酸性条件下Hg更多地以水溶态等形式存在，导致Hg的生物有效性升高所致.据国家现行的土壤质量标准(GB15618—1995)中汞的二级标准(碱性土为1 mg · kg^-1)，发现除S4、S8土样外，其余碱性土壤的脲酶活性均受到了显著抑制，S7土样的降幅最大，为48.55%，表明从脲酶角度来讲，我国的标准还是十分严格的.随着Hg含量的增加，土壤脲酶活性持续减小，表明Hg对土壤脲酶的抑制愈来愈强.Speir等(1999)从米氏动力学方程推导出的As⁵⁺抑制土壤酶活性的模型为U=A/(1+B×C)，用来拟合外源污染物(C)与土壤酶活性(U)之间的关系，并赋予其信息，即可反映的作用机理为完全抑制作用；其中，A、B 为一定底物浓度下受到抑制常数K_i、最大反应速度V_max和米氏常数K_m及抑制类型等共同作用下形成的复合参数，而且A为污染物浓度为0 时土壤酶活性理论值.供试土壤拟合结果(表 3)显示，除S3、S14、S17土样外，其余土样的脲酶活性与汞含量之间具有较好的拟合关系.表明在我国较多土壤类型条件下，土壤脲酶仍可作为Hg污染的监测指标，机理为完全抑制(包括竞争性抑制和非竞争性抑制)作用.计算获得的供试土壤生态剂量ED₁₀范围为0.08~0.77 mg · kg^-1，最高值与最低值相差9.63倍，其中，ED₁₀值最高的S1土样的pH最高，表明土壤类型、pH等的影响较大；此外，ED₁₀要小于国家土壤污染的二级标准，说明土壤脲酶受Hg毒害较强.

表2(Table.2)

表2 Hg对土壤脲酶活性的影响 Table.2 Effect of Hg on urease activities of soils tested

表2 Hg对土壤脲酶活性的影响 Table.2 Effect of Hg on urease activities of soils tested 土样编号 不同Hg含量下土壤脲酶活性/(μg·g-1·h -1) 0 mg·kg-1 0.5 mg·kg-1 1.0 mg·kg-1 2.0 mg·kg-1 3.0 mg·kg-1 6.0 mg·kg-1 10.0 mg·kg-1 注：同行数据后的不同小写字母表示差异显著(p＜0.05)，下同. S1 25.77a 24.38b 19.51c 19.02c 16.32d 12.76e 12.31e S2 11.85a 10.34b 8.57c 3.03d 1.74e 1.93e 2.05e S3 25.27a 22.50b 18.85c 18.64c 17.80cd 18.61c 16.37d S4 10.15a 10.37a 10.30a 7.96b 5.07c 2.30d 0e S5 15.13a 13.54b 13.61ab 8.13c 5.10d 4.04d 4.48d S6 9.46a 8.87ab 5.75c 7.33b 4.69c 3.07d 1.73d S7 5.50a 2.98b 2.83b 1.17c 0.84cd 0.22e 0.66d S8 6.94c 9.42a 7.91b 4.78d 3.72e 2.52f 3.34e S9 14.39a 12.85b 9.37c 9.95c 6.16d 1.59e 0.83e S10 10.11a 9.01ab 9.17a 7.15c 7.77bc 5.56d 3.01e S11 26.55a 22.54b 24.03b 17.05c 11.11d 7.42e 3.10f S12 5.01a 3.92b 5.20a 3.59b 1.54c 0.09d 0d S13 2.91a 3.12a 2.53a 1.49b 1.44b 0.29c 0d S14 2.98a 3.38a 3.14a 0.52b 0.11b 0c 0c S15 54.71a 53.98a 55.15a 49.52b 33.45c 23.36d 23.47d S16 5.15a 5.05a 3.31b 2.29c 1.53d 1.18e 1.10e S17 3.05a 1.52b 1.98b 0c 0c 0c 0c S18 9.42a 8.28b 9.63a 5.55c 4.14d 0.99f 2.16e

表3(Table.3)

表3 土壤脲酶活性(U)与Hg含量(C)之间的拟合结果 Table.3 Regression equations between soil urease activities(U) and Hg concentrations(C)

表3 土壤脲酶活性(U)与Hg含量(C)之间的拟合结果 Table.3 Regression equations between soil urease activities(U) and Hg concentrations(C) 土样编号 拟合方程 R2 ED10/(mg·kg-1) 注: *p<0.05，**p<0.01. S1 U=24.820/(1+0.145C) 0.918** 0.77 S2 U=12.678/(1+0.846C) 0.894** 0.13 S3 U=22.175/(1+0.044C) 0.553 S4 U=11.410/(1+0.314C) 0.829* 0.35 S5 U=15.957/(1+0.415C) 0.899** 0.27 S6 U=9.567/(1+0.325C) 0.870** 0.34 S7 U=5.497/(1+1.449C) 0.963** 0.08 S8 U=8.505/(1+0.267C) 0.732* 0.42 S9 U=15.070/(1+0.504C) 0.906** 0.22 S10 U=10.147/(1+0.159C) 0.908** 0.70 S11 U=27.920/(1+0.392C) 0.930** 0.28 S12 U=5.388/(1+0.456C) 0.720* 0.24 S13 U=3.283/(1+0.474C) 0.818* 0.23 S14 U=3.532/(1+0.741C) 0.588 S15 U=58.807/(1+0.178C) 0.890** 0.62 S16 U=5.496/(1+0.599C) 0.935** 0.19 S17 U=2.934/(1+0.901C) 0.577 S18 U=10.248/(1+0.419C) 0.852** 0.27

土壤脱氢酶是表征土壤微生物活性的酶类.从表 4可以看出，对照处理中S13土样的土壤脱氢酶活性最高(3.10 μg · g^-1 · h ^-1)，S3的土壤脱氢酶活性最低(0.64 μg · g^-1 · h ^-1)，二者相差4.84倍.Hg加入后，S9、S10、S12、S14土样的土壤脱氢酶活性呈先激活后抑制的规律性变化，其余土壤的酶活性则受到了抑制.随着汞含量的增加，土壤脱氢酶活性持续受到显著的抑制，如汞含量为3 mg · kg^-1时，供试土壤的脱氢酶活性降幅为13.2%~100%，其中，酸性土壤的降幅较大.参照我国土壤质量标准的二级标准，发现碱性土壤中除S5土样的脱氢酶活性未受到抑制外，其余8个土样的脱氢酶活性均显著降低，降幅在0.81%~61.86%之间，表明土壤性质对Hg毒性影响较大.对土壤脱氢酶活性(U)与汞含量(C)之间的关系采用模型U=A/(1+B×C)进行拟合，结果(表 5)显示，除S2、S5、S14土样外，其余土样的脱氢酶活性与汞含量之间具有较好的似合关系，说明在我国大多数土壤类型上，土壤脱氢酶可作为土壤Hg污染的监测指标，这与其他学者的研究结果一致(Oliveira et al., 2006; Kizilkaya et al., 2004).同时，揭示二者的作用机理亦为完全抑制(包括竞争性抑制和非竞争性抑制).计算获得土壤脱氢酶的ED₁₀值范围为0.11~2.58 mg · kg^-1，最大相差23.45倍.其中，河北潮土的脱氢酶ED₁₀值最低，为0.11 mg · kg^-1，这主要是由于该土样的有机质含量及阳离子交换量在供试土壤中最低，分别仅为8.57 mg · kg^-1和8.12 cmol · kg^-1；江苏乌栅土的ED₁₀值最高，为2.58 mg · kg^-1，这是由于江苏乌栅土的有机质和阳离子交换量最高，分别为47.67mg · kg^-1和26.2 cmol · kg^-1的缘故.总体而言，酸性土壤的脱氢酶ED₁₀值较低.将土壤脱氢酶ED₁₀值与土壤理化性质进行多元逐步线性拟合，发现ED₁₀值与土壤有机质之间的拟合方程为ED₁₀=0.042OM-0.492(R²= 0.503^{* *})，呈极显著正相关，有机质控制了回归模型变异的50.37%.同时，将供试土样按照酸、碱性区分开后进行分析，得到碱性土壤的脱氢酶ED₁₀=-1.509+0.01CEC+0.178pH+0.014Clay(R²=0.930^{* *})，进一步说明Hg对碱性土壤脱氢酶的毒害程度受到土壤阳离子交换量、粘粒含量及pH的影响.这也表明在研究Hg的土壤酶效应时，土壤理化性质发挥着十分重要的作用.关于此还有待以后进一步深入研究.

表4(Table.4)

表4 Hg对供试土壤脱氢酶活性的影响 Table.4 Effect of Hg on dehydrogenase activities of soils tested

表4 Hg对供试土壤脱氢酶活性的影响 Table.4 Effect of Hg on dehydrogenase activities of soils tested 土样编号 不同Hg含量下土壤脱氢酶活性/(μg·g-1·h -1) 0 mg·kg-1 0.5 mg·kg-1 1.0 mg·kg-1 2.0 mg·kg-1 3.0 mg·kg-1 6.0 mg·kg-1 10.0 mg·kg-1 S1 2.78a 2.64a 2.07b 1.41c 1.15d 1.07de 0.92e S2 0.66a 0.54b 0.47c 0.41d 0.40d 0.36d 0.49bc S3 0.64a 0.59a 0.38b 0.23c 0.23c 0.09d 0.28c S4 1.63a 1.45b 1.21c 0.73d 0.64e 0.55f 0.56f S5 1.23a 0.90b 1.22a 0.91b 0.87b 0.91b 0.64c S6 0.71a 0.60b 0.40c 0.38c 0.39c 0.28d 0.18e S7 1.22a 0.89b 0.84b 0.60c 0.51cd 0.49d 0.46d S8 0.97a 0.54b 0.37c 0.24d 0.34cd 0.26cd 0.26cd S9 1.19b 1.53a 1.11b 0.65c 0.73c 0.00d 0.54c S10 2.42b 2.26bc 2.94a 2.38b 2.10cd 2.04d 1.76e S11 2.19a 1.96b 1.98b 1.44c 1.13d 0.88e 0.85e S12 1.58b 1.23c 0.97d 1.71a 0.90d 0.53e 0.54e S13 3.10a 2.59b 2.16c 1.98d 1.63e 1.58e 1.54e S14 0.70b 0.64b 0.97a 0.08c 0d 0d 0d S15 1.08a 0.83b 0.54c 0.53c 0.39c 0.35c 0.03d S16 1.58a 1.71a 1.65a 0.93b 0.57c 0.22d 0.20d S17 1.61a 1.50a 1.09c 1.33b 0.84d 0.36e 0.20f S18 0.71a 0.57ab 0.46b 0.12c 0.19c 0.10cd 0d

表5(Table.5)

表5 土壤脱氢酶活性(U)与Hg含量(C)之间的拟合结果 Table.5 Regression equations between soil dehydrogenase activities(U) and Hg concentrations(C)

表5 土壤脱氢酶活性(U)与Hg含量(C)之间的拟合结果 Table.5 Regression equations between soil dehydrogenase activities(U) and Hg concentrations(C) 土样编号 拟合方程 R2 ED10/(mg·kg-1)   土样编号 拟合方程 R2 ED10/(mg·kg-1) S1 U=2.837/(1+0.353C) 0.921** 0.31 S10 U=2.551/(1+0.043C) 0.737* 2.58 S2 U=0.532/(1+0.044C) 0.227 S11 U=2.214/(1+0.235C) 0.935** 0.47 S3 U=0.662/(1+0.576C) 0.793** 0.19 S12 U=1.493/(1+0.175C) 0.589* 0.63 S4 U=1.645/(1+0.403C) 0.911** 0.28 S13 U=2.761/(1+0.142C) 0.766** 0.78 S5 U=1.128/(1+0.068C) 0.567 S14 U=0.794/(1+0.440C) 0.281 - S6 U=0.670/(1+0.315C) 0.902** 0.35 S15 U=1.062/(1+0.620C) 0.903** 0.18 S7 U=1.109/(1+0.295C) 0.836** 0.38 S16 U=1.839/(1+0.470C) 0.922** 0.24 S8 U=0.918/(1+1.005C) 0.784** 0.11 S17 U=1.675/(1+0.349C) 0.935** 0.32 S9 U=1.347/(1+0.245C) 0.683* 0.45 S18 U=1.062/(1+0.620C) 0.934** 0.12

研究发现，我国主要类型土壤的酶活性差异较大.土壤脲酶和脱氢酶在绝大多数类型土壤上受到Hg的强烈抑制作用，特别是在酸性土壤中的降幅更大.随着Hg含量的增加，土壤酶活性可用U=A/(1+B×C)模型较好地拟合，表明土壤脱氢酶和脲酶在一定程度上可表征我国主要类型土壤上的汞污染程度，同时说明土壤酶与汞的作用机理为完全抑制(包括竞争性抑制和非竞争性抑制)作用.从土壤酶角度计算获得了我国主要土壤汞污染的临界值(ED₁₀)为0.08 mg · kg^-1，要小于国家土壤质量标准中的二级污染标准.土壤性质对土壤酶与汞的关系有重要影响，特别是pH、有机质、阳离子交换量和粘粒含量.