植被恢復模式對土壤重金屬質量分數和土壤酶活性的影響——以山東省淄博市四寶山破壞山體為例

張劉東，李傳榮?，劉云，呂蒙蒙，邴貝貝，韓叢聰

(1.泰山森林生態站;2.山東農業大學農業生態與環境重點實驗室:271018，山東泰安)

隨著經濟社會的發展，礦產資源開發的規模和強度越來越大，由此產生的環境問題也越來越突出［1］。礦山，特別是金屬礦山的開采利用過程中，不僅產生大量的裸露山體，造成植被和景觀破壞，而且會釋放出大量的重金屬離子，嚴重污染礦區水體和土壤，進而直接或間接危及到人體健康和經濟社會的可持續發展［1-2］。目前關于重金屬污染檢測和治理的研究主要集中在金屬礦山開采區［1-2］，而以建材開采為主的礦山重金屬污染尚未引起足夠的重視。

重金屬的長期污染對水體、土壤及人身健康造成嚴重危害［3-4］。利用植物修復重金屬污染受到廣泛的重視。該技術是一種主要利用植物去除和消減污染物的環境治理技術，與傳統的化學、物理和工程等修復技術手段相比，具有投資和維護成本低、操作簡便、具有潛在或顯著經濟效益等優點，更適應環境保護的要求［5］。迄今為止，利用植物修復土壤重金屬污染的研究主要集中在重金屬超富集植物，特別是草本植物的篩選上［6-8］，而且研究發現不同的植被對土壤重金屬污染的修復程度不同［9］。有研究表明土壤酶活性的變化與土壤的理化性質有密切關系［10-11］，可在一定程度上反映土壤重金屬的污染程度［12］，因此土壤酶活性能夠較好地反映土壤的健康狀況。破壞山體水土資源嚴重匱乏，土壤重金屬污染嚴重，如何選擇植被修復土壤重金屬污染的適宜模式是生產上亟待解決的技術問題;然而在這一特殊環境中，不同植被恢復模式、土壤酶活性和重金屬污染之間的相互影響機制尚無系統的研究，因此，筆者研究淄博市四寶山破壞山體常見植被恢復模式的土壤主要化學性質、土壤酶活性及其與土壤重金屬質量分數的關系，以期為破壞山體環境質量的生物學評價及植被恢復工程提供參考。

1 研究地概況

研究地位于山東省淄博市中心城區東北部，面積約113.33 hm2。該區地處暖溫帶，屬半濕潤的大陸性季風氣候，四季特征分明。平均氣溫12.2～13.1℃，月最高氣溫26℃，最低 -2℃以下。年均日照時間為2 542.6～2 832.6 h，≥0℃積溫4 959.6～4 966.6℃，≥10℃積溫4 479.3～4 483.8℃，年均無霜期180～220 d。年均降水量627.4 mm，且60%以上的降水集中在6—8月。地質巖層以下古生界震旦亞界的石英巖、板巖、大理巖為主。地帶性土壤為粗骨褐土、褐土。原生植被以灌草為主，灌木的種類主要有黃荊(Vitex negundo)、小葉鼠李(Rhamnus parvifolia)、胡枝子(Lespedeza bicolor)等，草本主要有狗尾草(Setaria viridis)、鵝絨藤(Cynanchum chinensis)、北京隱子草(Cleistogenes hancei)等。

該山體開采前以50～100 m高的小山丘為主，中部稍平坦，四周為山前沖積平原。山體開采始于20世紀80年代，以建筑石料為主，形成一個中等規模的采石場。由于開采過程中缺乏統一的規劃，山體破壞嚴重。2005年起，該山體全面停采，轉入植被恢復階段。目前恢復植被類型較為豐富，造林樹種以黑松(Pinus thunbergii)、側柏(Platycladus orientalis)、臭椿(Ailanthus altissima)、五角楓(Acer mono)等為主。

2 研究方法

2.1 調查與采樣

2010年6月中旬，在客土整地造林的植被恢復區內，選擇東北坡向的中上部沿等高線分布的林齡為5 a的4種人工植被恢復模式，分別設置20 m×20 m樣地(表1)，以自然恢復的灌草叢為對照。在選擇的樣地內根區采用十分法分別取0～10和10～20 cm土層的土壤混合樣，每個樣地3次重復，裝入無菌袋中帶回實驗室。在陰涼通風處風干、磨碎、過篩，然后測定土壤重金屬質量分數、土壤酶活性及土壤主要化學性質。

表1 樣地概況Tab.1 General situations of plot

2.2 土壤重金屬的測定

土壤重金屬主要測定了 Cu、Zn、Cd、Mn、Cr、Pb和Ni等7種，其中重金屬全量采用高氯酸-硝酸-鹽酸-氫氟酸消解體系，原子吸收分光光度法測定，有效量采用DTPA浸提-原子吸收分光光度法測定［13］。

2.3 土壤酶活性的測定

脲酶活性采用擴散法測定，結果以培養15 h后每克土樣轉化生成NH4-N的質量(mg)表示;多酚氧化酶和過氧化物酶活性采用鄰苯三酚比色法測定，以2 h后1 g土中生成的紫色沒食子素的質量(mg)表示;過氧化氫酶活性采用滴定法測定，以每克土所消耗的0.1 mol/L KMnO4的體積(mL)表示。

2.4 土壤化學性質的測定

pH值采用電位測定法測定;有機質采用K2Cr2O7_H2SO4消煮、FeSO4容量法測定;全氮采用凱氏定氮法測定，堿解氮用堿解擴散法測定;有效磷用Olsen法測定;速效鉀用中性NH4AC浸提、火焰光度法測定。

2.5 數據處理

采用SPSS 17.0和Excel 2003進行相應的數據統計和分析。

3 結果分析

3.1 不同植被恢復模式土壤主要化學性質變化

由表2知，不同植被恢復模式的平均土壤有機質和土壤主要養分質量分數均顯著高于灌草叢，垂直空間上除有效鉀外均表現出隨土層深度的增加而降低的趨勢。各項土壤營養指標與灌草叢相比(表2)，黑松的平均增幅最大，分別為 56.92%、25.84%、56.78%、221.65%和56.07%;五角楓提高幅度最小，有機質、堿解氮、速效鉀也分別增長39.78%、39.45%、29.07%;臭椿的全氮增長15.04%;側柏的有效磷增長了95.89%。可以看出人工恢復植被顯著提高了土壤的肥力水平，但模式間存在一定的差異。

3.2 不同植被恢復模式土壤重金屬質量分數變化

通過四寶山破壞山體 Cu、Zn、Cd、Mn、Cr、Pb 和Ni等7種土壤重金屬的全量和有效量的測定，結果發現后4種重金屬質量分數未超過國家一級標準(GB 15618—1995)［14］，本文中不予分析。由表3 可知，平均全Cu質量分數都超過國家二級標準，平均全Zn質量分數均低于國家二級標準(250 mg/kg)，全Cd質量分數都超過了國家三級標準(1 mg/kg)。可見該破壞山體的土壤Zn屬于輕度污染，而Cu和Cd屬于中度和重度污染。

不同恢復模式的土壤重金屬之間相比，土壤平均全 Cu、全 Zn、全 Cd、有效 Cu、有效 Zn、有效 Cd 質量分數均顯著低于灌草叢的，下降幅度依次為37.04% ～48.58%、5.29% ～20.52%、32.72% ～45.98%、30.49% ～46.79%、10.53% ～38.38%、21.81%～51.47%。這主要是因為不同植被恢復模式對重金屬的吸收轉化程度不同［9，15］。多重比較顯示各植被恢復模式間存在顯著差異，其中黑松對土壤全Cu、全Cd、有效Cu、有效Cd的修復效果最好，側柏對土壤全Zn、有效Zn的修復效果最好。

土壤重金屬質量分數在垂直空間分布規律不一致，其中重金屬全量大部分土壤上層高于下層，而重金屬有效量均表現為下層含量高于上層，土壤有效Cu、有效Zn、有效Cd下層比上層依次增加9.24% ～18.94%、0.97% ～20.09%、5.48% ～35.51%。總體來看土壤重金屬全量在垂直空間分布上規律復雜，有效量表現出隨土壤深度的增加而增加的趨勢。表明植被恢復后降低土壤表層的重金屬有效量的作用高于下層。

表2 不同植被恢復模式土壤主要化學性質和土壤酶活性Tab.2 Soil chemical properties and soil enzyme activities for different modes of vegetation restoration

表3 不同植被恢復模式土壤重金屬質量分數Tab.3 Soil heavy metal contents for different modes of vegetation restoration mg/kg

3.3 不同植被恢復模式土壤酶活性變化

不同恢復模式的土壤酶活性均值均高于灌草叢，但其各種酶活性的增長幅度不同。黑松林的多酚氧化酶和脲酶增長幅度最大，分別增長56.25%和393.52%，側柏林的過氧化氫酶增長163.64%，臭椿的過氧化物酶增長172.73%(表2)。

同一種土壤酶活性普遍表現出土壤上層高于下層［16］。本研究中各植被土壤多酚氧化酶、過氧化氫酶、過氧化物酶、脲酶活性上層均高于下層，增長幅度依次為13.16% ～35.00%、17.39% ～91.11%、16.21%～36.00%和11.76% ～50.33%。總體來看人工植被恢復模式顯著提高了土壤酶活性，垂直空間上表現出隨土壤深度的增加而減少的趨勢。

3.4 土壤重金屬質量分數、土壤化學性質與土壤酶活性的相互關系

由表4可知，土壤重金屬均對土壤酶活性起到了抑制作用。其中全Cu與過氧化物酶和脲酶，有效Cu與土壤多酚氧化酶、過氧化氫酶和過氧化物酶極顯著負相關(P＜0.01)，與多酚氧化酶顯著負相關(P＜0.05)，這與王光林等［16］的研究成果類似。重金屬Zn的抑制作用不明顯，僅有效Zn與過氧化物酶、過氧化氫酶、脲酶顯著負相關(P＜0.05)。其原因一是實驗區土壤重金屬Zn的污染輕微，另一方面可能是土壤對Zn有較強的接納能力，不至于對土壤酶活性產生明顯影響［12］。Cd是一種毒性很強的重金屬，有研究［17］表明其對土壤酶活性有抑制作用。本研究中土壤重金屬Cd污染嚴重，質量分數均超過了國家三級標準。相關性分析表明全Cd對土壤酶活性抑制作用不明顯，只與脲酶顯著負相關(P＜0.05)，有效Cd與土壤多酚氧化酶、過氧化氫酶和脲酶極顯著負相關(P＜0.01)。由此可見，破壞山體重金屬對土壤酶活性具有抑制作用，其中土壤Cu和Cd的抑制作用大于土壤Zn，重金屬有效量的抑制作用大于全量。

土壤酶是一個綜合性生物參數，其活性與土壤理化指標密切相關，因此能夠較好地表征土壤的品質［18］。由表4可知，本研究中，有機質與多酚氧化酶、過氧化氫酶、脲酶極顯著正相關(P＜0.01)，與過氧化物酶顯著正相關(P＜0.05)，說明在有機質缺乏的破壞山體環境中，作為土壤酶來源和營養供給的有機質，對土壤酶活性有著重大影響。這與Chang Edhaun等［19］的研究成果類似。在農田生態系統中土壤堿解氮對土壤酶活性產生了明顯的抑制作用［17］，但本實驗相關性分析表明，土壤堿解氮與多酚氧化酶、過氧化氫酶、脲酶極顯著正相關(P＜0.01)。說明在破壞山體生態環境中，由于堿解氮質量分數小的原因，其不僅未抑制土壤酶活性反而刺激了土壤酶活性。全氮與多酚氧化酶、過氧化氫酶、脲酶極顯著正相關(P＜0.01)，有效磷與多酚氧化酶、過氧化物酶、脲酶顯著正相關(P＜0.05)。可見有機質、全氮、堿解氮、有效磷對4種土壤酶活性都有顯著的影響，這既體現了酶對土壤品質的表征作用，又體現了營養元素對酶的營養效應。

土壤酶能否作為土壤重金屬污染的指標尚存在一定的爭議［20］，但在本實驗中，3種土壤重金屬均對4種土壤酶活性表現出了抑制作用，特別是土壤全Cu、有效Cu對土壤多酚氧化酶、過氧化氫酶和脲酶抑制作用明顯。這說明在破壞山體環境中土壤多酚氧化酶、過氧化氫酶、脲酶對土壤Cu污染敏感，可作為其污染的評價指標。這與王光林等［16］和龍健等［21］的研究成果類似。

綜上所述，破壞山體土壤重金屬有效量與土壤化學性質對土壤酶活性影響最為明顯，在影響土壤酶活性的各種因素中，土壤重金屬與土壤化學性質處于同等重要的地位。

表4 土壤酶活性與土壤重金屬質量分數和土壤化學性質的相關系數Tab.4 Correlation coefficients between soil enzyme activities and contents of soil heavy metals，soil chemical properties

4 結論

1)淄博市四寶山破壞山體植被恢復后，土壤中Mn、Cr、Pb和 Ni未構成污染，Cu、Cd污染較重，Zn污染輕微。

2)土壤重金屬全量在垂直分布上規律復雜，而有效量均表現出隨土壤深度的增加而增加的趨勢。各人工恢復模式的土壤重金屬質量分數顯著低于自然恢復模式灌草叢，且各人工模式之間重金屬質量分數也存在顯著差異，其中黑松對土壤Cu和Cd的修復效果最好，側柏對土壤Zn的修復效果最好。建議在相似立地類型的破壞山體植被恢復工程中采用黑松和側柏為主要造林樹種。

3)3種土壤重金屬均顯著抑制了4種土壤酶活性。其中土壤Cu和Cd的抑制作用大于土壤Zn，重金屬有效量的抑制作用大于全量。土壤有機質、全氮、堿解氮、有效磷對4種土壤酶活性都有顯著的刺激作用。在影響土壤酶活性的各種因素中，土壤重金屬與土壤化學性質處于同等重要的地位。

4)多酚氧化酶、過氧化氫酶、脲酶對土壤Cu的污染敏感，建議用這3種土壤酶作為破壞山體土壤Cu污染的評價指標。

［1］徐水太，饒運章.礦山開發重金屬污染的評價與研究進展［J］.銅業工程，2010(4):5-9

［2］徐水太，饒運章，熊靈燕.金屬硫化礦區水土重金屬污染預警系統的研究［J］. 黃金，2009，30(7):53-56

［3］Wu Yaoguo，Xu Youning，Zhang Jianghua，et al.Evaluation of ecological risk and primary empirical research on heavy metals in polluted soil over Xiaoqinling gold mining region，Shaanxi，China［J］.Transactions of Nonferrous Metal Society of China，2010，20(4):688-694

［4］刁維萍，倪吾鐘，倪天華，等.水體重金屬污染的生態效應與防治對策［J］.廣東微量元素科學，2003，10(3):1-5

［5］李曉靜，周曉陽.重金屬污染與植物修復［J］.北方園藝，2010(4):214-217

［6］牛之欣，孫麗娜，孫鐵珩.重金屬污染土壤的植物-微生物聯合修復研究進展［J］.生態學雜志，2009，28(11):2366-2373

［7］潘義宏，王宏鑌，谷兆萍，等.大型水生植物對重金屬的富集與轉移［J］.生態學報，2010，30(23):6430-6441

［8］李秀娟，仇碩，趙健，等.4中園林植物對土壤重金屬Mn的吸收及修復研究［J］.廣西農業科學，2010，41(9):951-954

［9］Carlos G，Itziar A.Phytoextraction:a cost-effective plant-based technology for the removal of metals from the environment［J］.Bioresource Technology，2001，77(3):229-236

［10］楊濤，徐慧，李慧，等.樟子松人工林土壤養分、微生物及酶活性的研究［J］.水土保持學報，2005，19(3):50-53

［11］曹慧，孫輝，楊浩，等.土壤酶活性及其對土壤質量的指示研究進展［J］.應用與環境生物學報，2003，9(1):105-109

［12］杭小帥，王火焰，周建民，等.電鍍廠附近土壤重金屬污染特征及其對微生物與酶活性的影響［J］.農業環境科學學報，2010，29(11):2133-2138

［13］魯如坤.土壤農業化學分析方法［M］.北京:中國農業科學出版社，1999:147-211

［14］GB 15618—1995土壤環境質量標準［S］.北京:中國標準出版社，1995

［15］周蒙蒙，潘志華，陳東東，等.半干旱地區不同植被生態體系對土壤重金屬含量的影響［J］.光譜學與光譜分析，2010，30(10):2789-2792

［16］王光林，王立龍，王育鵬，等.冶煉廠污灌區銅和鋅污染與土壤酶活性［J］.應用生態學報，2005，16(2):328-332

［17］Khan S，Cao Q，Hesham AEL，et al.Soil enzymatic activities and microbial community structure with different application rates of Cd and Pb［J］.Journal of Environmental Sciences，2007，19(7):834-840

［18］王涵，高樹芳，陳炎輝，等.重金屬污染區土壤酶活性變化［J］. 應用生態學報，2009，20(12):3034-3042

［19］Chang Edhaun，Chung Renshih，Tsai Yuonghow.Effect of different application rates of organic fertilizer on soil enzyme activity and microbial population［J］.Soil Science and Plant Nutrition，2007，53(2):132-140

［20］Hinojosa M B，García-Ruíz R，Vi?egla B，et al.Microbiological rates and enzyme activities as indicators of functionality in soils affected by the Aznalcóllar toxic spill［J］.Soil Biology and Biochemistry，2004，36(10):1637-1644

［21］龍健，黃昌勇，騰應，等.我國南方紅壤礦區復墾土壤的微生物生態特征研究Ⅰ:對土壤微生物活性的影響［J］. 應用生態學報，2003，14(11):1925-1928