郭全恩， 曹詩(shī)瑜， 南麗麗， 展宗冰， 王 卓， 汪 堃， 李景峰

（1.甘肅省農(nóng)業(yè)科學(xué)院土壤肥料與節(jié)水農(nóng)業(yè)研究所，甘肅 蘭州 730070；2.甘肅農(nóng)業(yè)大學(xué)草業(yè)學(xué)院，甘肅 蘭州 730070；3.甘肅省農(nóng)業(yè)科學(xué)院，甘肅 蘭州 730070）

土壤重金屬污染已經(jīng)成為當(dāng)今世界重要的環(huán)境問(wèn)題之一，受到世界各國(guó)學(xué)者的關(guān)注［1-2］。由于土壤重金屬相比于其他污染物具有隱蔽性、不可逆性、長(zhǎng)期性和潛伏性，一旦重金屬含量超過(guò)了土壤自身的承載力，將會(huì)導(dǎo)致土壤生產(chǎn)力下降，從而引起土壤質(zhì)量下降［3］。金昌市是全國(guó)重要的鎳、銅、鈷生產(chǎn)基地，尤其以硫化鎳為主，居世界同類礦床第二位。在長(zhǎng)期的礦產(chǎn)開(kāi)采、選礦、冶煉及使用過(guò)程中產(chǎn)生了不少有害重金屬，這些重金屬通過(guò)粉塵、交通運(yùn)輸、污水灌溉、生活垃圾等途徑對(duì)周邊農(nóng)田生態(tài)環(huán)境產(chǎn)生一定的影響［4］。因此，加強(qiáng)礦區(qū)周邊農(nóng)田土壤監(jiān)管對(duì)保障區(qū)域糧食安全和生態(tài)環(huán)境建設(shè)具有重要的意義。

目前，有關(guān)金昌市土壤重金屬污染特征的研究已有大量報(bào)道［5-7］。如廖曉勇等［8］研究表明，金昌市土壤樣品Ni 和Cu 的超標(biāo)率分別為70%和57%，污染面積分別為26 km2和24 km2；徐琪等［9］研究表明，金川區(qū)土壤Hg、Cr、Ni、Cu、Cd 和Pb 高于甘肅省土壤背景值，Ni 含量超過(guò)了國(guó)家二級(jí)標(biāo)準(zhǔn)。近年來(lái)，我國(guó)一直推進(jìn)重金屬污染防治方面的工作，2015年中央下達(dá)重金屬專項(xiàng)資金36×108元，支持30個(gè)地市重點(diǎn)區(qū)域重金屬治理和37 個(gè)重金屬土壤污染治理與修復(fù)示范工程。金昌市金川區(qū)寧遠(yuǎn)堡鎮(zhèn)白家咀村七隊(duì)現(xiàn)有污染農(nóng)田面積37 hm2，被列為首批全國(guó)土壤污染治理與修復(fù)試點(diǎn)之一，反映了其典型性、代表性和示范性。

土壤微生物作為土壤的重要組成部分，對(duì)土壤中的有機(jī)質(zhì)、腐殖質(zhì)以及養(yǎng)分的分解、形成、循環(huán)和轉(zhuǎn)化起到了關(guān)鍵性驅(qū)動(dòng)作用［10］，在一定程度上保障著生態(tài)服務(wù)的可持續(xù)性［11］。胞外酶的分泌通常是土壤微生物代謝的限速步驟，胞外酶活性常用于指示微生物能量和營(yíng)養(yǎng)需求與土壤養(yǎng)分狀況的變化［12］，在眾多的土壤酶種類中，受關(guān)注程度比較高的是與碳、氮、磷循環(huán)密切相關(guān)的幾種生態(tài)酶（過(guò)氧化氫酶、脫氫酶、脲酶、堿性磷酸酶）［13］，它們功能的大小直接決定了碳、氮、磷原子從有機(jī)物大分子中釋放的速率［14-15］。因此，充分認(rèn)識(shí)重金屬與土壤生物的相互作用機(jī)制，預(yù)知土壤重金屬污染引起的生態(tài)效應(yīng)，是科學(xué)有效地開(kāi)展土壤污染防控與治理修復(fù)的重要前提［16］。賀玉曉等［17］對(duì)河南省焦作市韓王煤礦沉陷區(qū)土壤重金屬含量與土壤酶活性的關(guān)系進(jìn)行了研究，認(rèn)為重金屬對(duì)酶活性的影響取決于重金屬的類型與含量。張涪平等［18］對(duì)西藏拉屋礦區(qū)（Cu-Zn-Pb）重金屬污染與土壤微生物學(xué)特性之間的關(guān)系進(jìn)行了研究，指出隨著礦區(qū)土壤重金屬含量增加，土壤酶活性、微生物量C、N、P均逐漸降低。閆文德等［19］對(duì)湘潭錳礦廢棄地土壤酶活性與重金屬含量之間的關(guān)系進(jìn)行了研究，結(jié)果表明土壤過(guò)氧化氫酶與Zn、Mn、Pb 呈正相關(guān)，與Ni 呈負(fù)相關(guān)，脲酶與Pb呈負(fù)相關(guān)關(guān)系。因此，可以看出有關(guān)煤礦沉陷區(qū)、Cu-Zn-Pb 礦區(qū)和錳礦廢棄地土壤重金屬對(duì)酶活性和微生物多樣性的研究已有文獻(xiàn)報(bào)道，但有關(guān)鎳銅砷復(fù)合污染礦區(qū)土壤重金屬含量與生物學(xué)性狀之間的關(guān)系鮮見(jiàn)報(bào)道。為此，本研究以金川區(qū)寧遠(yuǎn)堡鎮(zhèn)白家咀村七隊(duì)鎳銅砷復(fù)合污染土壤為研究對(duì)象，采用大田調(diào)查的方法，探討土壤重金屬對(duì)土壤微生物和酶活性的影響，旨在為較早預(yù)知重金屬毒害下土壤環(huán)境質(zhì)量的變化和認(rèn)識(shí)生態(tài)環(huán)境退化過(guò)程提供理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

白家咀村隸屬于甘肅省金昌市金川區(qū)寧遠(yuǎn)堡鎮(zhèn)，地處甘肅省河西走廊東端，屬大陸性溫帶干旱氣候，全年日照時(shí)數(shù)2884 h，年平均氣溫10 ℃，年平均降雨量139 mm，無(wú)霜期156 d，平均海拔1553 m。區(qū)域內(nèi)礦產(chǎn)資源豐富。土壤類型為灰棕漠土，耕層土壤基本理化性狀為：有機(jī)質(zhì)26.7 g·kg-1，pH 8.39，堿解氮54.7 mg·kg-1，速效磷21.6 mg·kg-1，速效鉀243 mg·kg-1，碳酸鈣質(zhì)量分?jǐn)?shù)為123.2 g·kg-1，砂粒（0.02～2 mm）質(zhì)量分?jǐn)?shù)為395.3 g·kg-1，粉砂粒（0.002～0.02 mm）質(zhì)量分?jǐn)?shù)為333.0 g·kg-1，黏粒（＜0.002 mm）質(zhì)量分?jǐn)?shù)為280.2 g·kg-1，屬壤質(zhì)黏土。

1.2 樣品采集與分析

在鄰近礦區(qū)的寧遠(yuǎn)堡鎮(zhèn)白家咀村七隊(duì)，通過(guò)走訪相關(guān)科研單位，確定了13個(gè)采樣點(diǎn)、3個(gè)分區(qū)（A、B、C）（圖1），采用GPS定位五點(diǎn)法取樣，于2019年8月采集0～20 cm和20～40 cm土層土樣，重復(fù)3次，封袋帶回實(shí)驗(yàn)室風(fēng)干過(guò)100目尼龍篩網(wǎng)保存。

圖1 研究區(qū)采樣點(diǎn)分布Fig.1 Distribution of sampling points in the study area

Zn、Pb、Cd、Cr、Cu、Ni 采用四酸（鹽酸+硝酸+氫氟酸+高氯酸）電熱板消解，電感耦合等離子體質(zhì)譜（ICP-MS）法檢測(cè)；As和Hg是王水水浴消解，原子熒光光譜（HGF-V）法檢測(cè)［20］。堿性磷酸酶—磷酸苯二鈉（用硼酸緩沖液）比色法，以24 h后1 g土壤中釋放出的酚質(zhì)量（mg）表示；脲酶—靛酚藍(lán)比色法，以24 h后1 g 土壤中NH3-N 質(zhì)量（mg）表示；脫氫酶—三苯基四氮唑氯化物（TTC）比色法，以24 h后1 g土壤生成TTC的質(zhì)量分?jǐn)?shù)表示（mg）［21］；過(guò)氧化氫酶—紫外分光光度法，以20 min 內(nèi)1 g 土壤中分解的過(guò)氧化氫的質(zhì)量（mg）表示［22］。細(xì)菌數(shù)量—采用牛肉膏蛋白胨瓊脂培養(yǎng)基，以平板表面涂抹法計(jì)數(shù)；真菌數(shù)量—采用馬丁孟加拉紅培養(yǎng)基，以平板表面涂抹法計(jì)數(shù)［23］；放線菌數(shù)量—采用改良高氏一號(hào)培養(yǎng)基［24］，以平板表面涂抹法計(jì)數(shù)。以下列公式計(jì)算真菌、細(xì)菌和放線菌數(shù)量［25］。

菌數(shù)＝（菌落平均數(shù)×稀釋倍數(shù)）/干土質(zhì)量

1.3 數(shù)據(jù)分析方法

用軟件Sigmaplot 10.0作圖，用SPSS 20.0軟件對(duì)數(shù)據(jù)進(jìn)行單因素方差分析，用鄧肯多重比較法對(duì)數(shù)據(jù)進(jìn)行多重比較。用軟件CANOCO 5.0對(duì)土壤生物學(xué)性狀與重金屬含量之間的關(guān)系進(jìn)行典范對(duì)應(yīng)分析（CCA）。

2 結(jié)果與分析

2.1 土壤重金屬總量

在0～20 cm 土層，13 個(gè)采樣點(diǎn)的Cr、Ni、Cu、Zn、Pb、As、Cd 和Hg 的平均含量依次為：108.3、174.2、183.6、91.8、31.7、18.7、0.47 mg·kg-1和0.077 mg·kg-1；在20～40 cm土層，13個(gè)采樣點(diǎn)的Cr、Ni、Cu、Zn、Pb、As、Cd 和Hg 的平均含量依次為106.1、129.0、119.4、84.3、27.1、16.8、0.34 mg·kg-1和0.056 mg·kg-1。依據(jù)《土壤環(huán)境質(zhì)量/農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險(xiǎn)管控標(biāo)準(zhǔn)（試行）》(GB15618-2018)［26］中的風(fēng)險(xiǎn)篩選值分析，8 種重金屬的風(fēng)險(xiǎn)值依次為：Cr（350 mg·kg-1）、Ni（190 mg·kg-1）、Cu（200 mg·kg-1）、Zn（300 mg·kg-1）、Pb（240 mg·kg-1）、As（20 mg·kg-1）、Cd（0.8 mg·kg-1）、Hg（1 mg·kg-1）。因此，依據(jù)土壤污染風(fēng)險(xiǎn)管控標(biāo)準(zhǔn)，13個(gè)采樣點(diǎn)的8種重金屬含量平均值未超過(guò)風(fēng)險(xiǎn)管控標(biāo)準(zhǔn)。

由圖2可知，在0～20 cm和20～40 cm土層，土壤中Cr、Zn、Pb、Cd 和Hg 重金屬含量均在風(fēng)險(xiǎn)篩選值以下，Ni、Cu和As個(gè)別點(diǎn)位超標(biāo)。在0～20 cm土層，Ni、Cu 和As 點(diǎn)位超標(biāo)率依次為：15.4%、30.8%和38.5%。超過(guò)風(fēng)險(xiǎn)值的點(diǎn)位Ni 是9 和11，Cu 是9、10、11和13，As是9、10、11、12和13，均處于C區(qū)域，這一區(qū)域距離冶煉廠最近，可能是由于冶煉廠煙囪長(zhǎng)期排放煙氣導(dǎo)致該區(qū)域重金屬含量較高；在20～40 cm土層，Ni、Cu和As點(diǎn)位超標(biāo)率均為7.7%，超標(biāo)樣點(diǎn)均是9號(hào)。因此，研究區(qū)土壤存在Ni、Cu、As污染的風(fēng)險(xiǎn)。

圖2 不同采樣點(diǎn)土壤重金屬含量Fig.2 Content of soil heavy metals at different sampling sites

2.2 土壤生物學(xué)性狀

2.2.1 土壤微生物數(shù)量 土壤微生物以真菌、細(xì)菌和放線菌為主，是土壤最具有活性的成分［25］。由表1可知，研究區(qū)土壤中主要以細(xì)菌為主，其次是放線菌，真菌數(shù)量最少，且隨著土層深度的增加其數(shù)量顯著減少。在0～20 cm土層，細(xì)菌數(shù)量在采樣點(diǎn)1、3和10 之間，2 和13 之間差異均不顯著，其余采樣點(diǎn)之間差異顯著（P＜0.05,最大相差3.1倍）；放線菌在采樣點(diǎn)2、8、10 和12 之間，3、4 和5 之間，7 和13 之間，9和10之間差異均不顯著，其余采樣點(diǎn)之間差異顯著（P＜0.05）；真菌數(shù)量在采樣點(diǎn)1、7、12 和13 之間，2、3、4、9 和10 之間，5 和11 之間差異均不顯著，其余采樣點(diǎn)之間差異顯著（P＜0.05）。在20～40 cm土層，細(xì)菌數(shù)量在采樣點(diǎn)2、3和7之間，4和10之間，8、9、11、12 和13 之間差異均不顯著，其余采樣點(diǎn)之間差異顯著（P＜0.05）；放線菌數(shù)量在采樣點(diǎn)1、2、4、7、8、9 和13 之間，5、10 和12 之間，6 和11 之間差異均不顯著，其余采樣點(diǎn)之間差異顯著（P＜0.05）；真菌在采樣點(diǎn)1、2、3、4、7、8、9、10 與5、6、11、12、13之間差異顯著（P＜0.05）。從A、B、C 3 個(gè)研究區(qū)的平均值來(lái)看，在0～20 cm 土層，細(xì)菌、真菌和放線菌均是B區(qū)最高，在20～40 cm土層，細(xì)菌是A區(qū)最高，真菌是B區(qū)最高，放線菌是C區(qū)最高。

表1 不同采樣點(diǎn)微生物數(shù)量變化Tab.1 Variation of soil microorganisms at different sampling sites

2.2.2 土壤酶活性 土壤酶是參與土壤新陳代謝的重要物質(zhì)，主要來(lái)源于增殖和死亡的微生物，也可能來(lái)自植物根系、土壤動(dòng)物區(qū)系和動(dòng)植物殘?bào)w釋放［27］，其參與有機(jī)質(zhì)分解、土壤微生物能量和營(yíng)養(yǎng)獲取、污染物降解等重要的生態(tài)過(guò)程［28］。由表2 可知，脲酶、堿性磷酸酶基本呈現(xiàn)隨著土層深度的增加而顯著減?。≒＜0.05），而脫氫酶的含量隨著土層深度的增加呈顯著增加（P＜0.05），過(guò)氧化氫酶除采樣點(diǎn)5和11上下土層之間差異顯著外，其余采樣點(diǎn)上下土層差異均不顯著。從A、B、C 3個(gè)研究區(qū)的平均值來(lái)看，在0～20 cm 土層，C 區(qū)脲酶含量最高，其次是A區(qū)，B區(qū)脲酶含量最低，從區(qū)域A到C，堿性磷酸酶含量逐漸降低，而過(guò)氧化氫酶和脫氫酶含量逐漸升高；在20～40 cm 土層，脲酶、堿性磷酸酶、過(guò)氧化氫酶均是C區(qū)最低，而脫氫酶是C區(qū)最高。

表2 不同采樣點(diǎn)土壤酶活性變化Tab.2 Variation of soil enzyme activities at different sampling sites

2.2.3 土壤化學(xué)、生物性狀及重金屬含量之間的相關(guān)分析 通過(guò)相關(guān)分析表明（表3）：土壤pH和有機(jī)質(zhì)、Ni、Cu、Zn、Cd 之間呈極顯著負(fù)相關(guān)關(guān)系（P＜0.01）；土壤有機(jī)質(zhì)與Ni、Cu、Zn、Cd、Pb、放線菌、堿性磷酸酶之間呈極顯著正相關(guān)關(guān)系（P＜0.01），與Hg、真菌、脲酶、過(guò)氧化氫酶之間呈顯著正相關(guān)關(guān)系（P＜0.05）；Cr與Zn、堿性磷酸酶之間呈極顯著正相關(guān)關(guān)系（P＜0.01），與As 之間呈極顯著負(fù)相關(guān)關(guān)系（P＜0.01）。Ni 與Cu、Zn、Cd、Pb、As、Hg、過(guò)氧化氫酶之間呈極顯著正相關(guān)（P＜0.01）。Cu 與Cd、Pb、As、Hg、過(guò)氧化氫酶之間呈極顯著正相關(guān)（P＜0.01）；Cu 與Zn 之間呈顯著正相關(guān)（P＜0.05）；Zn 與Cd 之間呈極顯著正相關(guān)（P＜0.01），與Pb 之間呈顯著正相關(guān)（P＜0.05）；Cd 與Pb、As、Hg、過(guò)氧化氫酶之間呈極顯著正相關(guān)（P＜0.01），與細(xì)菌呈顯著正相關(guān)關(guān)系（P＜0.05）；Pb 與Hg、真菌、放線菌之間呈極顯著正相關(guān)（P＜0.01），與堿性磷酸酶之間呈顯著正相關(guān)關(guān)系（P＜0.05）；As與Hg、過(guò)氧化氫酶之間呈顯著正相關(guān)（P＜0.05）；放線菌與真菌、脲酶、堿性磷酸酶之間呈極顯著正相關(guān)（P＜0.01）；真菌與脲酶、堿性磷酸酶之間呈極顯著正相關(guān)（P＜0.01）；脲酶與堿性磷酸酶之間呈極顯著正相關(guān)（P＜0.01）；其余指標(biāo)之間差異均不顯著。

表3 土壤化學(xué)、生物性狀及重金屬含量之間的相關(guān)性分析Tab.3 Correlations coefficients between soil chemical and biological properties and the content of heavy metals

2.4 土壤生物學(xué)性狀和土壤重金屬含量之間的典范對(duì)應(yīng)分析

為了進(jìn)一步了解土壤中的重金屬含量對(duì)土壤生物學(xué)性狀的影響，對(duì)土壤生物學(xué)性狀和土壤重金屬含量之間的關(guān)系進(jìn)行典范對(duì)應(yīng)分析（圖3）。結(jié)果表明：CCA1 和CCA2 分別解釋總變異的58.38%和0.53%。Pb、Hg、Ni、Cu、Cd、As與細(xì)菌、脲酶、堿性磷酸酶、過(guò)氧化氫酶、脫氫酶呈負(fù)相關(guān)關(guān)系。Cr 與放線菌和真菌之間呈正相關(guān)關(guān)系，Zn與細(xì)菌之間呈正相關(guān)關(guān)系，細(xì)菌與放線菌之間呈負(fù)相關(guān)關(guān)系；蒙特·卡羅檢驗(yàn)結(jié)果表明（表4），Pb、Zn 和Cr 為主導(dǎo)土壤生物學(xué)性狀的主要因子，其貢獻(xiàn)率依次為72.4%，16.2%和4.9%，且Pb、Zn 差異達(dá)顯著水平（P＜0.05）；這說(shuō)明土壤中Pb 和Zn 對(duì)農(nóng)田土壤生物學(xué)性狀有顯著影響。

圖3 土壤生物學(xué)性狀與土壤重金屬之間的典范對(duì)應(yīng)分析Fig.3 Canonical correspondence analysis for soil biology properties and soil heavy metals content

表4 典范對(duì)應(yīng)分析蒙特·卡羅檢驗(yàn)結(jié)果Tab.4 Results of Monte Carlo permutation tests from the canonical correspondence analysis

3 討論

3.1 不同采樣區(qū)重金屬含量分布特征及影響因素分析

由表5 可知，Cr 含量在0～20 cm 和20～40 cm 土層均是A 區(qū)最高，其次是B 區(qū)，C 區(qū)最小，這可能是因?yàn)锳 區(qū)距離礦山最近，其次是B 區(qū)，C 區(qū)最遠(yuǎn)，在長(zhǎng)期的降雨淋溶條件下，礦山中的Cr淋溶導(dǎo)致不同區(qū)域Cr 的差異；Ni、Cu、Cd 和As 含量在0～20 cm 和20～40 cm 土層均是C 區(qū)最高，Hg 含量在0～20 cm 土層C 區(qū)最高，這是由于距離C 區(qū)不遠(yuǎn)的東北方向有一冶煉廠煙囪，且C區(qū)處于冶煉廠煙囪的下風(fēng)向，長(zhǎng)期排放煙塵可能導(dǎo)致該區(qū)域重金屬含量較高；Zn含量在0～20 cm土層A區(qū)最高，其次是C區(qū)，B區(qū)最小，而在20～40 cm 土層A 區(qū)最高，其次是B 區(qū)，C 區(qū)最小，這可能是土壤本身的空間變異性所致。Pb含量在0～20 cm 和20～40 cm 土層均是B 區(qū)最高，其次是C區(qū)，A區(qū)最?。贿@是由于B區(qū)采樣點(diǎn)距離公路最近，可能是由于機(jī)動(dòng)車尾氣污染所導(dǎo)致土壤Pb 含量增加。

表5 不同采樣區(qū)重金屬含量Tab.5 Content of soil heavy metals at different sampling group

3.2 重金屬?gòu)?fù)合污染對(duì)土壤微生物的影響

土壤微生物群落結(jié)構(gòu)是表征土壤生態(tài)系統(tǒng)群落結(jié)構(gòu)和穩(wěn)定性的重要參數(shù)，能夠較好地指示土壤環(huán)境污染狀況［29］。土壤微生物一般包括細(xì)菌、放線菌和真菌等，在不同濃度范圍的重金屬，對(duì)土壤微生物數(shù)量增長(zhǎng)的影響也不一定相同［27］。在大多數(shù)情況下，重金屬污染能夠明顯影響土壤的微生物群落，如王秀麗等［30］認(rèn)為，重金屬Cu、Zn、Cd、Pb復(fù)合污染能夠降低細(xì)菌、真菌、放線菌菌落數(shù)量，Gao等［31］指出，重金屬Cd、Pb 復(fù)合污染能夠降低細(xì)菌和放線菌菌落數(shù)量，而真菌對(duì)重金屬污染不敏感。在本研究中，A、B、C 3個(gè)區(qū)域中，重金屬Ni、Cu和As 在C區(qū)點(diǎn)位超標(biāo)率最高，且在C 區(qū)0～20 cm 土層，細(xì)菌、真菌和放線菌菌落數(shù)量最低，這說(shuō)明Ni、Cu和As復(fù)合污染能夠降低細(xì)菌、真菌、放線菌菌落數(shù)量。

不同類群微生物對(duì)不同重金屬的敏感程度不同，如吳春艷等［32］對(duì)水稻土研究認(rèn)為，對(duì)Cd2+的敏感度為放線菌＞細(xì)菌＞真菌，對(duì)Cu2+的敏感度為真菌＞放線菌＞細(xì)菌；Pan 等［33］研究認(rèn)為，細(xì)菌對(duì)重金屬的敏感性高于真菌或放線菌；Zhang等［34］研究指出，重金屬Cd-Cr 復(fù)合污染能夠明顯改變細(xì)菌群落結(jié)構(gòu)，與土壤微生物量相比，其對(duì)重金屬污染更為敏感；也有研究認(rèn)為重金屬對(duì)微生物的影響不僅與重金屬總量有關(guān)，而且與其存在形態(tài)有關(guān)［35］，陳任連等［36］研究指出，土壤總Pb含量與擬桿菌門和厚壁菌門呈顯著正相關(guān)，而有效態(tài)Pb與放線菌門和酸桿菌門呈顯著負(fù)相關(guān)。本研究發(fā)現(xiàn)，Cd與細(xì)菌呈顯著正相關(guān)關(guān)系（P＜0.05），Pb與真菌、放線菌之間呈極顯著正相關(guān)（P＜0.01）。本研究?jī)H對(duì)重金屬總量進(jìn)行了研究，在以后的研究中應(yīng)該對(duì)其存在的形態(tài)進(jìn)行研究，探討重金屬形態(tài)和微生物生物量之間的關(guān)系。

3.3 重金屬?gòu)?fù)合污染對(duì)土壤酶活性的影響

土壤酶不僅推動(dòng)土壤中有機(jī)質(zhì)的礦化分解和土壤養(yǎng)分C、N、P 和S 循環(huán)，而且是表征土壤質(zhì)量的重要生物學(xué)指標(biāo)［37］，其優(yōu)勢(shì)在于測(cè)定簡(jiǎn)便、反應(yīng)靈敏，能夠較早預(yù)測(cè)重金屬毒害下土壤養(yǎng)分和質(zhì)量的變化過(guò)程［38］；土壤酶活性對(duì)重金屬脅迫的響應(yīng)主要取決于重金屬離子在土壤中的含量、價(jià)態(tài)以及土壤類型和理化性質(zhì)［39-40］。例如土壤含水量的變化會(huì)改變氧化還原電位、重金屬有效性和價(jià)態(tài)、微生物活性等，從而直接或間接影響重金屬對(duì)土壤酶的毒性［41］。土壤有機(jī)質(zhì)、黏粒、陽(yáng)離子交換量、pH 是影響重金屬抑制磷酸酶、脫氫酶、硝酸還原酶活性的主控因素［42-43］；土壤微生物群落的特異性也會(huì)影響重金屬抑制酶的活性［44］，重金屬對(duì)土壤酶活性存在低劑量激活和高劑量抑制現(xiàn)象［45］。另外，重金屬老化過(guò)程對(duì)酶抑制程度，可能取決于重金屬的有效性、微生物群落的抵抗力和恢復(fù)力、胞外酶的特性（例如同工酶的比例、抗性酶、土壤中酶庫(kù)的大小等）［46］。在本研究中，對(duì)A、B、C 3個(gè)區(qū)域進(jìn)行比較，重金屬Ni、Cu 和As 在C 區(qū)點(diǎn)位超標(biāo)率最高，且在C 區(qū)0～20 cm土層，堿性磷酸酶平均值含量最低，而過(guò)氧化氫酶和脫氫酶含量最高，這說(shuō)明Ni、Cu和As復(fù)合污染能夠降低土壤堿性磷酸酶含量，提高土壤過(guò)氧化氫酶和脫氫酶含量。

在本研究中還發(fā)現(xiàn)，土壤有機(jī)質(zhì)與堿性磷酸酶、脲酶、過(guò)氧化氫酶之間呈顯著正相關(guān)關(guān)系，這是因?yàn)橥寥烙袡C(jī)質(zhì)含量越高，土壤對(duì)酶的保護(hù)和對(duì)重金屬毒性的緩沖作用越強(qiáng)［41］。典范分析結(jié)果表明，土壤重金屬Pb、Hg、Ni、Cu、Cd、As與細(xì)菌生物量、脲酶、堿性磷酸酶、過(guò)氧化氫酶、脫氫酶呈負(fù)相關(guān)關(guān)系，這與王盼盼等［47］報(bào)道土壤脲酶和過(guò)氧化氫酶活性隨著Pb、Cd 含量的增加有明顯的降低結(jié)果相一致;與閆文德等［19］研究土壤過(guò)氧化氫酶與Zn、Mn、Pb 呈正相關(guān)，與Ni 呈負(fù)相關(guān)不完全一致。

4 結(jié)論

通過(guò)對(duì)甘肅省金昌市金川區(qū)寧遠(yuǎn)堡鎮(zhèn)白家咀村典型農(nóng)田土壤重金屬含量與土壤微生物和酶活性之間的關(guān)系分析，得出以下結(jié)論：

（1）研究區(qū)土壤在0～20 cm 土層，Ni、Cu 和As點(diǎn)位超標(biāo)率依次為15.4%、30.8%和38.5%；在20～40 cm土層，Ni、Cu和As點(diǎn)位超標(biāo)率均為7.7%。因此，冶煉廠生產(chǎn)活動(dòng)已引起周圍農(nóng)田局域深層土壤重金屬污染的問(wèn)題。

（2）Pb、Hg、Ni、Cu、Cd、As與細(xì)菌、脲酶、堿性磷酸酶、過(guò)氧化氫酶、脫氫酶呈負(fù)相關(guān)關(guān)系。Cr 與放線菌和真菌生物量之間呈正相關(guān)關(guān)系，Zn與細(xì)菌生物量之間呈正相關(guān)關(guān)系，細(xì)菌生物量與放線菌生物量之間呈負(fù)相關(guān)關(guān)系。在銅鎳砷復(fù)合污染區(qū)，過(guò)氧化氫酶活性對(duì)重金屬Cu、Ni、Cd、As 較為敏感，可作為該區(qū)土壤質(zhì)量評(píng)價(jià)的有效指標(biāo)。

（3）在Pb、Zn、Hg、Ni、Cu、Cd、Cr、As 8種重金屬中，研究發(fā)現(xiàn)Pb、Zn和Cr為主導(dǎo)土壤生物學(xué)性狀的主要因子，其貢獻(xiàn)率依次為72.4%、16.2%和4.9%，且Pb、Zn差異達(dá)顯著水平。