全 文 ：第 38卷第 3期
2007年 6月 　　　　　　　　　　　　
土　壤　通　报
ChineseJournalofSoilScience　　　　　　　　　　　　　　
Vol.38, No.3
Jun., 2007
马唐对 Pb污染土壤的修复作用
严　密 ,杨红飞 ,姚　婧 ,刘登义＊ ,王友保
(安徽师范大学生物多样性研究中心 ,重要生物资源保护与利用安徽省重点实验室 ,安徽 芜湖 241000)
　　摘　要:研究了农田杂草马唐(Digitariasanguinaisl)对于 Pb污染土壤的修复效果。通过 45d的盆栽试验研究观测了马
唐在 Pb污染下的生长情况和富集能力 、土壤重金属 Pb浓度与土壤酶活性的关系 ,以及经马唐修复后土壤酶活性恢复情
况。结果表明:Pb污染对马唐的生长有明显的抑制作用;五种土壤酶活性均随土壤 Pb浓度的增加而降低 ,回归分析表明土
壤过氧化氢酶和脲酶活性与土壤 Pb浓度极显著相关 , 可表示出土壤受 Pb污染程度;Pb污染土壤经过马唐修复后 , 过氧化
氢酶和脲酶活性得到恢复 , 可根据它们的活性恢复状况判断马唐的修复效果。
关　键　词:植物修复;铅;马唐;土壤酶
中图分类号:X53　　　文献标识码:A　　　文章编号:0564-3945(2007)03-0549-04
　　随着人们对环境保护的日益重视 ,迫切需要找到
一条在不破坏土壤物理化学性质的情况下来治理重金
属污染土壤的新途径 ,植物修复是首选方法[ 1] 。它是
一种即经济又便于现场操作的去除环境污染物的技
术 ,是以植物忍耐和超量积累某种或某类重金属元素
的理论为基础 ,利用植物及其共存微生物体系清除环
境中的重金属[ 2 ～ 5] 。自从 20世纪 80年代问世以来 ,
植物修复已经成为国际学术界研究的热点问题[ 6 ～ 9] 。
当前环境污染 、农村生态环境破坏造成的农作物重金
属污染日趋严重 ,铅是其中最重要的一种重金属元
素 [ 10, 11] 。由于工业的活动如铅锌矿的开采和冶炼 ,使
铅锌等重金属排入环境 ,污染环境 [ 12] 。蔬菜区也常常
受到铅等重金属污染的影响 ,蔬菜受到污染后 ,严重影
响其产量和质量 ,更为严重的是铅等重金属经食物链
进入人体 ,在人体内富集 ,严重危害人体健康。
土壤受到重金属污染后 ,土壤系统中酶活性会受
到一定的影响 ,土壤中的脲酶 、磷酸酶 、芳基硫酸酯酶
和脱氢酶等是来自土壤微生物 。土壤动物和植物根系
的生物活性物质 ,它们能够将生长基质中的尿素 、有机
磷和有机硫转化为植物可以吸收利用的无机态氮 、磷
和硫 ,对于生长基质中养分的转化和利用具有非常重
要的意义[ 13, 14] 。土壤酶活性的研究不仅有助于了解
土壤中养分的转化 、循环过程 ,也有助于了解土壤中所
进行的生物过程和生物化学过程 ,便于了解土壤质量
状况[ 15] 。由于土壤酶具反应灵敏 、测定方便等优点 ,
因此一些研究者认为土壤酶活性可以被用作土壤生态
胁迫或土壤生态恢复等早期的敏感性指示[ 15, 16] 。而
对于 Pb污染土壤 ,土壤中过氧化氢酶和脲酶的敏感性
最高 ,所以可以将它们的活性作为重金属 Pb污染土壤
恢复的一个指示指标 。植物对土壤重金属 Pb污染具
有修复作用 ,研究在植物参与条件下 ,土壤酶和重金属
Pb的关系比较符合实际情况 ,有较强的实用性[ 17] ,但
该方面的研究尚未见报道 。本文通过盆栽试验研究了
在种植马唐的 Pb污染土壤中 ,土壤酶的恢复情况 ,旨
在为植物对土壤重金属污染修复提供理论依据 。
1　材料与方法
1.1　试验设计
采用室内盆栽试验 ,以安徽芜湖的黄棕壤为供试
土样 ,黄棕壤取自安徽师范大学生态实验园 ,土壤基本
性质为 pH 5.91, EC 1.27 × 102μScm-1 , 全
N0.237gkg-1 ,全 P1.53 gkg-1 ,全 K7.89gkg-1 ,速
K198 mgkg-1 ,有机质 14.06 gkg-1。试验设置为 6
个处 理 , Pb处 理 浓 度 0, 200 , 500, 1000, 2000,
4000mgkg-1;用 20×20cm2的花盆盛过 3mm筛的风
干土 ,每盆装土 5kg,每个处理 3次重复 ,不同浓度 Pb
处理又分栽马唐和不栽马唐的两组 。重金属 Pb以 Pb
(NO3)2溶液形式施入土壤 ,混匀。供试植株马唐采于
安徽省芜湖市神山口 ,在同一繁殖系内选取植株高度 、
生物量大致相同的植物幼苗 ,自来水 、蒸馏水各洗数
次 ,直至蒸馏水中检测不出 Pb离子 。每 10株移栽至
花盆内 ,与不栽马唐的处理组同样条件下培养 ,保持土
壤田间最大持水量的 60%, 45d后采样 ,以每盆为一样
本 ,一个浓度三次重复 。植物分析测定每盆马唐干物
收稿日期:2006-04-26;修订日期:2006-06-29
基金项目:国家重点基础研究发展规划项目(973-2004CB418503),国家自然科学基金(30470270),安徽省教育厅自然科学基金(2006KJ059A),安
徽省高校生物环境与生态安全重点实验室基金
作者简介:严　密(1982-),男 ,安徽省安庆人 ,硕士研究生 ,主要从事污染环境修复研究。 E-mail:yanmi-007@126.com
＊通讯作者:E-mail:ldy@mail.ahnu.edu.cn
重及其地上部 、地下部(根部)的 Pb含量。土壤风干
后 ,取过 1mm尼龙筛的土样 ,测定每盆土壤中土壤酶
活性。
1.2　测定方法
1.2.1　植株生长状况的测定　测定不同 Pb浓度下植
株各部位的干物重。参考秦天才[ 18]的方法 ,用目测估
计 ,将植株的外伤症状分为 4级:正常生长(无伤害),
目测不到伤害症状;轻度伤害 ,近中心部位失绿;中度
伤害 ,中心部位及外围不同程度失绿;重度伤害 ,植株
矮小 ,叶片失绿。
1.2.2　土壤 pH值 、电导率 、土壤有机质含量及土壤
氮 、磷 、钾含量的测定 　均按土壤农化常规分析方
法 [ 19] 。
1.2.3　土壤中 5种酶(过氧化氢酶 、多酚氧化酶 、蔗糖
酶 、脲酶 、酸性磷酸酶)的活性测定　参照关松荫[ 20] 、
周礼凯[ 21, 22]和赵兰波等[ 23]介绍的方法。过氧化氢酶
用滴定过氧化氢消耗的 0.1molL-1 KMnO4的 ml数表
示;多酚氧化酶用碘量法测定 ,以消耗的 0.01 molL-1
碘液 ml数表示;蔗糖酶用滴定法测定 ,以 37℃下培养
24h后 ,每克土所消耗的 0.1molL-1 Na2S2O3的 ml数
表示;脲酶用比色法测定 ,以 37℃下培养 24h后每克
土中 NH3 -N的 mg数表示;酸性磷酸酶用比色法测
定 ,以 37℃下培养 12h后每克土所消耗的酚的 mg数
表示。
1.2.4　土壤和植物样本中 Pb含量测定　土壤样本中
Pb的含量用浓 H2SO4 -HClO4消煮 ,植物样品中 Pb
的含量用 HNO3 -HClO4消煮 ,原子吸收法测定 [ 24] ,用
国家环保总局 Pb标准样品校正。
1.3　数据分析方法
实验数据用 SPSS统计软件分析 , Tukey检验被用
来进行多重比较(p<0.05, p<0.01);双变量相关分
析采用 Pearson相关系数 。
2　结果与分析
2.1　Pb对马唐生长状况的影响
从表 1可以看出 ,土壤 Pb添加浓度较低时 ,马唐
植株干物重(根干重与茎叶干重之和)均有增加趋势。
当 Pb的添加浓度达 1000mgkg-1时 ,马唐干物重有减
少趋势 ,达到 4000mgkg-1时 ,比对照减产 15.93% ～
44.81%。植株干物重随 Pb浓度增加而先增后减 ,呈
极显著负相关 ,相关系数 r为 -0.9581＊＊ ,其变化趋势
与植株表现出的伤害症状是一致的 。 Pb毒害可能是
通过影响酶促生理活动 ,对植物的光合 、呼吸代谢功能
产生不良影响。由此可见 ,微量的 Pb对植株生长无明
显不良影响 ,但是当 Pb浓度增加到一定程度时 ,会对
植株产生明显的影响 。
2.2　马唐对土壤中 Pb的吸收
随着 Pb添加浓度的增加 ,根和茎叶中 Pb的积累
也呈上升趋势(表 1),在最高浓度时 ,马唐根和茎叶中
Pb含量分别是对照的 8.20倍 , 6.64倍 ,其中迁移率是
指植物地上部分的重金属含量与土壤中重金属全量的
比值 ,能表现出植物对重金属的吸收和积累能力 ,是判
断植物修复能力的一项重要标准 ,种植马唐后测得不
同 Pb浓度土壤中的 Pb总量分别为 21.91, 196.78,
486.64, 1048.32 , 2016.79, 4032.66 mgkg-1。可见 ,重
金属 Pb在马唐体内的累积量均为根 >茎叶 ,而根部
Pb的积累速度也大于茎叶部 。然而 ,土壤污染后马唐
根部 、茎叶部 Pb含量的比值平均为 1.35,这又反映了
Pb在这种农田杂草体内的积累虽以根部为多 ,但向茎
叶部的迁移量也比较大 ,其能够很好的将 Pb从地下部
分向地上部分转移 ,它们对 Pb污染的修复效果是良好
的 。计算每盆马唐的吸 Pb量 ,发现其在 Pb添加浓度
<4000 mgkg-1时一直呈增大趋势 ,在 Pb添加浓度
2000mgkg-1时达到最大吸 Pb量 ,是对照的 4.74倍 ,
而 Pb最高浓度时吸 Pb量的减少是因为生物量的急剧
下降而导致 。
表 1　Pb处理下马唐的外伤症状 ,根 、茎叶干物重及其根 、茎叶
的 Pb含量 , 迁移率 , 吸铅量
Table 1 Digitariasanguinaislexternalsymptoms, dryweightandthe
concentration, accumulationandthemigrationrateofPbinrootandstem
underPbpolution
Pb添加浓度
Addedcontent
(mgkg-1)
外伤症状
External
symptoms
根干重
Dryweight
ofroot
(gpot-1)
茎叶干重
Dryweight
ofstem
(gpot-1)
根 Pb
Root
(mgkg-1)
茎叶 Pb
Stem
(mgkg-1)
迁移率
Migration
rate
(%)
吸铅量
Accumulati
-onofPb
(mgpot-1)
0 正常生长 2.52 1.36 35.46 26.98 123.12 0.13
200 正常生长 2.76 1.38 62.17 48.56 24.68 0.24
500 轻度伤害 2.58 1.58 80.89 64.37 13.23 0.31
1000 轻度伤害 2.65 1.37 114.64 82.13 7.83 0.42
2000 中度伤害 2.18 1.07 195.92 157.55 7.81 0.60
4000 重度伤害 1.35 0.79 290.93 179.08 4.44 0.53
　注 :迁移率计算公式为 =茎叶含 Pb量 /土壤中的 Pb总量
2.3　Pb污染对 5种土壤酶活性的影响
重金属 Pb污染对土壤中 5种酶活性均有不同程
度的抑制作用(表 2),未种植马唐的土壤中 ,过氧化氢
酶的活性变化范围是 0.68 ～ 2.86,多酚氧化酶的活性
变化范围为 7.62 ～ 18.45 ,蔗糖酶的活性变化范围为
4.98 ～ 5.89,脲酶的活性变化范围为 0.98 ～ 4.09,酸
性磷酸酶的活性变化范围为 9.19 ～ 17.94。其中蔗糖
酶的降低不明显 ,波动较大;脲酶活性下降幅度最大 ,
550 土　壤　通　报　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　38卷
最高 Pb浓度时比对照降低 78.88%,其次是过氧化氢
酶 ,降低 76.39%,而多酚氧化酶和磷酸酶活性分别降
低了 68.01%和 52.80%。
将这 5种酶活性与土壤中的 Pb浓度进行相关分
析表明 ,蔗糖酶活性与 Pb含量相关性不显著 ,而过氧
化氢酶 、多酚氧化酶 、脲酶和磷酸酶活性均与 Pb浓度
呈显著负相关 , 相关系数分别为:-0.9549＊＊ , -
0.8664＊ , -0.9150＊＊ , -0.8762＊ ,其中过氧化氢酶和
脲酶对 Pb的污染最为敏感 ,呈极显著负相关 ,用它们
的活性大小反映土壤受 Pb污染的轻重最为准确 。
表 2　未种植马唐和种植马唐后 Pb污染土样的土壤酶活性
Table2 EnzymaticactivitiesofsoilsampleswithandwithoutDigitaria
sanguinaislunderPbpollution
种植马唐与否
Plant
Digitaria
sanguinaisl
ornot
Pb添加浓度
Pbadded
content
(mgkg-1)
过氧化氢酶
Calatase
多酚氧化酶
Polyphenol
oxidase
蔗糖酶
Invertase
脲酶
Urease
磷酸酶
Phosphatase
未种植马唐 0 2.88 23.82 6.78 4.64 19.47
200 2.86 18.45 5.89 4.09 17.94
500 2.43 16.32 7.08 3.24 14.63
1000 1.71 12.10 5.45 2.43 12.42
2000 1.62 10.98 5.63 1.67 10.96
4000 0.68 7.62 4.98 0.98 9.19
种植马唐 0 3.28 26.78 7.02 5.07 22.16
200 3.17 20.56 6.13 4.29 21.78
500 2.69 18.72 6.10 3.54 17.43
1000 1.99 14.32 8.42 2.98 13.22
2000 1.85 11.55 6.37 2.01 11.26
4000 0.74 7.88 5.04 1.14 9.31
　注:过氧化氢酶(Calatase)活性以 0.1molL-1KMnO4mlg-1土计量, 多
酚氧化酶(Polyphenoloxidase)活性以 0.01N碘液 mlg-1土计量 ,蔗糖酶
(Invertase)活性以 0.1molL-1Na
2
S
2
O
3
mLg-1土计量 ,脲酶(Urease)活性
以 NH3 -Nmgg-1土计量 ,磷酸酶(Phosphatase)活性以酚 mgg-1土计量。
2.4　马唐对 Pb污染土壤的修复作用
在土壤成分中 ,酶是最活跃的有机成分之一 ,驱动
着土壤的代谢过程 ,对土壤圈中养分循环和污染物质
的净化具有重要的作用[ 25 ～ 28] ,土壤酶活性值的大小综
合反映了土壤理化性质和重金属浓度的高低 ,那么土
壤酶的活性对于反映土壤重金属污染具有重要的监测
价值[ 26] 。由表 2可知 ,种植马唐的 Pb污染土壤 , 5种
土壤酶相比对照活性均有所增加。而上述研究表明土
壤受 Pb污染后 ,蔗糖酶活性与 Pb浓度相关性不显著 ,
而在过氧化氢酶 、多酚氧化酶 、脲酶和磷酸酶中 ,过氧
化氢酶和脲酶活性对 Pb的污染最为敏感 ,那么用它们
的活性恢复状况判断马唐对 Pb的修复效果更为全面 、
准确。
进一步将未种植与种植马唐后的土壤酶活性进行
t检验可知 ,过氧化氢酶活性 P值为 0.003,多酚氧化
酶活性 P值为 0.011,蔗糖酶活性 P值为 0.357,脲酶
活性 P值为 0.003,磷酸酶活性 P值为 0.039,这说明
种植马唐的 Pb污染土壤中与未种植马唐的 Pb污染土
壤中过氧化氢酶和脲酶活性具有极显著差异 (P<
0.01),多酚氧化酶和磷酸酶活性为显著差异 (P<
0.05),蔗糖酶活性不具有差异 ,所以将过氧化氢酶和
脲酶活性的改善作为评价马唐对 Pb污染土壤的修复
效果最为可靠。
经马唐 45d的修复 ,相比同一 Pb浓度的对照土
壤 ,过氧化氢酶活性平均增加 14.96%,脲酶活性平均
增加 16.55%,可见土壤受 Pb污染后 ,这 2种土壤酶
活性变化较大 ,经马唐修复后 ,恢复也比较明显 。进一
步研究表明 , Pb浓度 1000mgkg-1时 ,与对照相比过氧
化氢酶和脲酶活性增加程度最大 ,分别达到 16.37%
和 22.63%,而随着 Pb浓度的进一步增大 ,酶活性的
增长率逐渐降低 ,说明马唐的修复效果逐渐降低。这
可能是因为植物开始出现伤害症状 ,正常的生理活动
受到抑制 ,抵抗 Pb污染的能力减弱 ,导致修复效果的
下降。
对于多酚氧化酶和磷酸酶活性的恢复 ,种植马唐
45d后的情况也较为良好 , 平均增加达到 13.10%,
12.97%,可见马唐不仅对过氧化氢酶 、脲酶活性具有
较好的恢复作用 ,也能够促进土壤中整个酶系统的恢
复 ,能够有效地改善 Pb污染对于土壤酶的破坏。
3　讨论
Pb污染对马唐的生长具有抑制作用 ,虽然在 Pb
浓度小于 1000 mgkg-1时 ,植株没有出现明显的伤害
症状 ,甚至略微增加了植株的干物重 。但是随 Pb浓度
的增加 ,可造成植株生长缓慢 、长势不良 ,干物重明显
下降。同时 ,马唐叶片和根部的 Pb含量均呈上升趋
势 ,其对 Pb的富集和迁移能力较好 ,具有修复 Pb污染
土壤的潜质 。
土壤酶在土壤养分循环以及植物生长所需养分的
供给过程中扮演着重要角色 ,酶活性的高低不仅表明
了土壤的养分状况 ,而且也在一定程度上反映了土壤
生物的活动状况 。土壤酶的成分是蛋白质 ,是活分子 ,
土壤受重金属污染后 ,土壤酶活性必然会受到影响。
重金属离子一方面对酶蛋白作用 ,另一方面重金属离
子能影响土壤微生物(细菌 、真菌 、放线菌)及土壤动
物也会影响作物的生长和发育 ,从而影响土壤酶的来
源 ,间接影响土壤酶的活性。重金属抑制土壤酶活性
的机制 ,一般认为重金属通过与酶促基质结合 ,与酶 -
基质混合物反应 ,与酶蛋白的活性基相结合 ,如与催化
5513期　　　　　　　　　　　　　　　　　严　密等:马唐对 Pb污染土壤的修复作用
活性部位的硫氢基反应等均可钝化酶活性 ,其抑制程
度与重金属浓度有关 [ 24] 。与正常的空白土壤相比 ,本
研究所处理的 Pb污染土壤中 5种土壤酶的活性均有
所降低 ,其中过氧化氢酶和脲酶活性对于铅污染极为
敏感 ,脲酶活性下降幅度最大 ,最高 Pb浓度时比对照
降低 78.88%,其次是过氧化氢酶 ,降低 76.39%。Pb
之所以抑制土壤过氧化氢酶活性 ,可能是它与催化活
性部位的硫氢基反应较强烈 ,能明显钝化酶的活性;同
样 Pb也能显著钝化脲酶的敏感中心 ,当用 NH+4 作反
应离子时 , Pb与铵形成的络合物随 pH上升而增多 ,使
Pb的浓度表现为暂时的增大 , Pb对脲酶活性影响也
就最显著。综上所述 ,将过氧化氢酶和脲酶活性的大
小来诊断土壤受 Pb污染的程度 ,继而作为马唐修复
Pb污染土壤的指标更为全面准确。
在种植马唐后 ,土壤酶活性有所恢复 ,其中过氧化
氢酶和脲酶活性恢复最为明显 , 分别平均增加
14.96%、16.55%,恢复较为明显 ,而多酚氧化酶与磷
酸酶活性也略有恢复 , 平均增加分别达到 13.10%,
12.97%。可见 ,马唐不仅可以显著增加过氧化氢酶和
脲酶活性 ,同时也促进了整个土壤酶系统的恢复 ,改善
了 Pb污染土壤 ,具有良好的修复作用 。
参考文献:
[ 1] 　王庆仁 ,刘秀梅 ,崔岩山 , 等.土壤与水体有机污染的生物修复及
其应用研究进展 [ J] .生态学报 , 2001, 21(1):159-163.
[ 2] 　蒋先军 ,骆永明 , 赵其国.土壤重金属污染的植物提取修复技术
及其应用前景 [ J] .农业环境保护 , 2000, 19(3):179-183.
[ 3] 　LASATMM, FuhrmanM, EbbsSD.Phytoextractionofradiocesium
-contaminatedsoil:Evaluationofcesiumbioaccumulationinthe
shootsofthreeplantspecies[ J] .J.ofEnvionmentalQuality, 1998, 27
(1):165-165.
[ 4] 　唐世荣.植物修复技术与农业生物环境工程[ J].农业工程学报 ,
1999, 15(2):21-26.
[ 5] 　王庆仁 , 崔岩山 , 董艺婷.植物修复—重金属污染土壤整治有效
途径 [ J] .生态学报 , 2001, 21(2):326-331.
[ 6] 　陈怀满.土壤 -植物系统中的重金属污染 [ M].北京:科学出版
社 , 1996:1-15.
[ 7] 　沈振国 , 陈怀满.土壤重金属污染生物修复的研究进展 [ J] .农村
生态环境, 2000, 16(2):39-44.
[ 8] 　SUERBECKDR.Plant, elementandsoilpropertiesgoverninguptake
andavailabilitiesofheavymetalsderivedfromsewagesludge[ J].
Water, AirandSoilpolution, 1991, 52-58.
[ 9] 　吴春华 ,陈　欣 ,王兆骞.铅污染土壤中杂草对铅的吸收 [ J] .应用
生态学报, 2004, 15(8):1451-1454.
[ 10] 　仲维科 ,樊耀波 ,王敏健.我国农作物的重金属污染及其防止对
策 [ J] .农业环境保护 , 2001, 20(4):270-272.
[ 11] 　汪金舫 ,朱其清 ,刘　铮.小麦和油菜中 Cu和 Zn的化学结合形
态初步研究 [ J] .应用生态学报 , 2000, 11(4):629-630.
[ 12] 　LIX, SARAHP.Enzymeactivitiesalongaclimatictransectinthe
JudenDesert[ J] .Catena, 2003, 53:349-363.
[ 13] 　AONMA, COLANERIA C.Temporalandspatialevolutionof
enzymeactivitiesandphysico-chemicalpropertiesinansgricultural
soil[ J] .AppliedSoilecology, 2001, 18:255-270.
[ 14] 　DICKWA, TABATABAIMA.Significanceandpotentialusesof
soilenzymes[ M] ∥BlaineMetingF.ed.SoilMicrobialEcology.
ApplicationinAgriculturalandEnvironmentalmanagement.New
York:MarcelDekker, 1993:95-127.
[ 15] 　GARCIAC, HernandezT.Biologicalandbiochemicalindicatorsin
derelictsoilssubjecttoerosion[ J] .SoilBiol.biochem., 1997, 29
(2):171-177.
[ 16] 　和文祥 ,朱铭莪 ,张一平.土壤酶与重金属关系的研究现状 [ J].
土壤与环境 , 2000, 9(2):139-142.
[ 17] 　秦天才 ,吴玉树 ,王焕校.镉 、铅及其相互作用对小白菜生理生化
特性的影响 [ J] .生态学报 , 1994, 14(1):46-50.
[ 18] 　李酉开.土壤农业化学常规分析方法 [ M] .北京:科学出版社 ,
1983.
[ 19] 　关松荫.土壤酶及其研究法 [ M] .北京:农业出版社 , 1986:274-
340.
[ 20] 　周礼凯.土壤酶学 [ M] .北京:科学出版社 , 1987.
[ 21] 　周礼凯 , 张志明.土壤酶的测定方法 [ J] .土壤通报 , 1980, 11
(5):37-38.
[ 22] 　赵兰波 , 姜　岩.土壤磷酸酶的测定方法探讨 [ J] .土壤通报 ,
1986, 17(3):138-141.
[ 23] 　科学研究协作组.环境污染分析方法 [ M] .北京:科学出版社 ,
1980.
[ 24] 　史长青.重金属污染对水稻土酶活性的影响 [ J].土壤通报 ,
1995, 26(1):34-35.
[ 25] 　杨志新 ,刘树庆.Cd、Zn、Pb单因素及复合污染对土壤酶活性的
影响 [ J].土壤与环境 , 2000, 9(1):15-18.
[ 26] 　和文祥 ,陈会明 ,冯贵颖 ,等.汞铬砷元素污染土壤的酶监测研究
[ J] .环境科学学报 , 2000, 20(3):338-343.
[ 27] 　刘树庆.保定市污灌区土壤的 Pb、Cd污染与土壤酶活性关系研
究[ J] .土壤学报 , 1996, 33(2):175-182.
PhytoremediationofLeadPolutioninSoilbyDigitariasanguinaisl
YANMi, YANGHong-fei, YAOJing, LIUDeng-yi＊ , WANGYou-bao
(BiodiversityResearchCenter, AnhuiNormalUniversity, ProvincialKeyLaboratoryofConservationand
ExploitationofBiologicalResourcesinAnhui, Wuhu241000, China)
Abstract:Theabsorption, concentrationandphytoremediationoflead(Pb)insoil, therelationshipbetweenthe
concentrationofleadandenzymeactivityinsoil, andtheefectofphytoremediationonenzymeactivityinsoilovertime
byDigitariasanguinaislpot-plantingmethodwerestudied.TheresultsshowedthatthegrowthofDigitariasanguinaisl
wassignificantlyinhibitedbyleadpolutioninsoil.Fiveenzymeactivitiesinsoildecreasedwiththeincreaseoflead
concentration.Regressionanalysissuggestedthatcalataseandureaseactivitiesinsoilwerecloselycorrelativewiththe
concentrationofleadinsoil, andthustheycanbeusedtoindicatethedegreeofleadpolutioninsoil.Thecalataseand
ureaseactivitiesinsoilpolutedbyleadwasrecoveredbyphytoremediation, andtheefectofphytoremediationcanbe
judgedaccordingtothedegreeofrecoveryoftheiractivitiesinthesoil.
Keywords:Phytoremediation;Lead;Digitariasanguinaisl;Soilenzyme
552 土　壤　通　报　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　38卷