植被恢復(fù)模式對土壤重金屬質(zhì)量分?jǐn)?shù)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(tài)站;2.山東農(nóng)業(yè)大學(xué)農(nóng)業(yè)生態(tài)與環(huán)境重點(diǎn)實驗室:271018，山東泰安)

隨著經(jīng)濟(jì)社會的發(fā)展，礦產(chǎn)資源開發(fā)的規(guī)模和強(qiáng)度越來越大，由此產(chǎn)生的環(huán)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(chǎn)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(yán)重污染礦區(qū)水體和土壤，進(jìn)而直接或間接危及到人體健康和經(jīng)濟(jì)社會的可持續(xù)發(fā)展［1-2］。目前關(guān)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(qū)［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(yán)重危害［3-4］。利用植物修復(fù)重金屬污染受到廣泛的重視。該技術(shù)是一種主要利用植物去除和消減污染物的環(huán)境治理技術(shù)，與傳統(tǒng)的化學(xué)、物理和工程等修復(fù)技術(shù)手段相比，具有投資和維護(hù)成本低、操作簡便、具有潛在或顯著經(jīng)濟(jì)效益等優(yōu)點(diǎn)，更適應(yīng)環(huán)境保護(hù)的要求［5］。迄今為止，利用植物修復(fù)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(fā)現(xiàn)不同的植被對土壤重金屬污染的修復(fù)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(zhì)有密切關(guān)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(yán)重匱乏，土壤重金屬污染嚴(yán)重，如何選擇植被修復(fù)土壤重金屬污染的適宜模式是生產(chǎn)上亟待解決的技術(shù)問題;然而在這一特殊環(huán)境中，不同植被恢復(fù)模式、土壤酶活性和重金屬污染之間的相互影響機(jī)制尚無系統(tǒng)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(fù)模式的土壤主要化學(xué)性質(zhì)、土壤酶活性及其與土壤重金屬質(zhì)量分?jǐn)?shù)的關(guān)系，以期為破壞山體環(huán)境質(zhì)量的生物學(xué)評價及植被恢復(fù)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(qū)東北部，面積約113.33 hm2。該區(qū)地處暖溫帶，屬半濕潤的大陸性季風(fēng)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(zhì)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(jì)80年代，以建筑石料為主，形成一個中等規(guī)模的采石場。由于開采過程中缺乏統(tǒng)一的規(guī)劃，山體破壞嚴(yán)重。2005年起，該山體全面停采，轉(zhuǎn)入植被恢復(fù)階段。目前恢復(fù)植被類型較為豐富，造林樹種以黑松(Pinus thunbergii)、側(cè)柏(Platycladus orientalis)、臭椿(Ailanthus altissima)、五角楓(Acer mono)等為主。

2 研究方法

2.1 調(diào)查與采樣

2010年6月中旬，在客土整地造林的植被恢復(fù)區(qū)內(nèi)，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(fù)模式，分別設(shè)置20 m×20 m樣地(表1)，以自然恢復(fù)的灌草叢為對照。在選擇的樣地內(nèi)根區(qū)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(fù)，裝入無菌袋中帶回實驗室。在陰涼通風(fēng)處風(fēng)干、磨碎、過篩，然后測定土壤重金屬質(zhì)量分?jǐn)?shù)、土壤酶活性及土壤主要化學(xué)性質(zhì)。

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(kuò)散法測定，結(jié)果以培養(yǎng)15 h后每克土樣轉(zhuǎn)化生成NH4-N的質(zhì)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(zhì)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(xué)性質(zhì)的測定

pH值采用電位測定法測定;有機(jī)質(zhì)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(kuò)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(shù)據(jù)處理

采用SPSS 17.0和Excel 2003進(jìn)行相應(yīng)的數(shù)據(jù)統(tǒng)計和分析。

3 結(jié)果分析

3.1 不同植被恢復(fù)模式土壤主要化學(xué)性質(zhì)變化

由表2知，不同植被恢復(fù)模式的平均土壤有機(jī)質(zhì)和土壤主要養(yǎng)分質(zhì)量分?jǐn)?shù)均顯著高于灌草叢，垂直空間上除有效鉀外均表現(xiàn)出隨土層深度的增加而降低的趨勢。各項土壤營養(yǎng)指標(biāo)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(jī)質(zhì)、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(cè)柏的有效磷增長了95.89%。可以看出人工恢復(fù)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(fù)模式土壤重金屬質(zhì)量分?jǐn)?shù)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(jié)果發(fā)現(xiàn)后4種重金屬質(zhì)量分?jǐn)?shù)未超過國家一級標(biāo)準(zhǔn)(GB 15618—1995)［14］，本文中不予分析。由表3 可知，平均全Cu質(zhì)量分?jǐn)?shù)都超過國家二級標(biāo)準(zhǔn)，平均全Zn質(zhì)量分?jǐn)?shù)均低于國家二級標(biāo)準(zhǔn)(250 mg/kg)，全Cd質(zhì)量分?jǐn)?shù)都超過了國家三級標(biāo)準(zhǔn)(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(fù)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(zhì)量分?jǐn)?shù)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(fù)模式對重金屬的吸收轉(zhuǎn)化程度不同［9，15］。多重比較顯示各植被恢復(fù)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(fù)效果最好，側(cè)柏對土壤全Zn、有效Zn的修復(fù)效果最好。

土壤重金屬質(zhì)量分?jǐn)?shù)在垂直空間分布規(guī)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(xiàn)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%?？傮w來看土壤重金屬全量在垂直空間分布上規(guī)律復(fù)雜，有效量表現(xiàn)出隨土壤深度的增加而增加的趨勢。表明植被恢復(fù)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(fù)模式土壤主要化學(xué)性質(zhì)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(fù)模式土壤重金屬質(zhì)量分?jǐn)?shù)Tab.3 Soil heavy metal contents for different modes of vegetation restoration mg/kg

3.3 不同植被恢復(fù)模式土壤酶活性變化

不同恢復(fù)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(cè)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(xiàn)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%?？傮w來看人工植被恢復(fù)模式顯著提高了土壤酶活性，垂直空間上表現(xiàn)出隨土壤深度的增加而減少的趨勢。

3.4 土壤重金屬質(zhì)量分?jǐn)?shù)、土壤化學(xué)性質(zhì)與土壤酶活性的相互關(guān)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(fù)相關(guān)(P＜0.01)，與多酚氧化酶顯著負(fù)相關(guān)(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(fù)相關(guān)(P＜0.05)。其原因一是實驗區(qū)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(qiáng)的接納能力，不至于對土壤酶活性產(chǎn)生明顯影響［12］。Cd是一種毒性很強(qiáng)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(yán)重，質(zhì)量分?jǐn)?shù)均超過了國家三級標(biāo)準(zhǔn)。相關(guān)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(fù)相關(guān)(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(fù)相關(guān)(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(shù)，其活性與土壤理化指標(biāo)密切相關(guān)，因此能夠較好地表征土壤的品質(zhì)［18］。由表4可知，本研究中，有機(jī)質(zhì)與多酚氧化酶、過氧化氫酶、脲酶極顯著正相關(guān)(P＜0.01)，與過氧化物酶顯著正相關(guān)(P＜0.05)，說明在有機(jī)質(zhì)缺乏的破壞山體環(huán)境中，作為土壤酶來源和營養(yǎng)供給的有機(jī)質(zhì)，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(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)中土壤堿解氮對土壤酶活性產(chǎn)生了明顯的抑制作用［17］，但本實驗相關(guān)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(guān)(P＜0.01)。說明在破壞山體生態(tài)環(huán)境中，由于堿解氮質(zhì)量分?jǐn)?shù)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(guān)(P＜0.01)，有效磷與多酚氧化酶、過氧化物酶、脲酶顯著正相關(guān)(P＜0.05)。可見有機(jī)質(zhì)、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(xiàn)了酶對土壤品質(zhì)的表征作用，又體現(xiàn)了營養(yǎng)元素對酶的營養(yǎng)效應(yīng)。

土壤酶能否作為土壤重金屬污染的指標(biāo)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(xiàn)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(huán)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(biāo)。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(xué)性質(zhì)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(xué)性質(zhì)處于同等重要的地位。

表4 土壤酶活性與土壤重金屬質(zhì)量分?jǐn)?shù)和土壤化學(xué)性質(zhì)的相關(guān)系數(shù)Tab.4 Correlation coefficients between soil enzyme activities and contents of soil heavy metals，soil chemical properties

4 結(jié)論

1)淄博市四寶山破壞山體植被恢復(fù)后，土壤中Mn、Cr、Pb和 Ni未構(gòu)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(guī)律復(fù)雜，而有效量均表現(xiàn)出隨土壤深度的增加而增加的趨勢。各人工恢復(fù)模式的土壤重金屬質(zhì)量分?jǐn)?shù)顯著低于自然恢復(fù)模式灌草叢，且各人工模式之間重金屬質(zhì)量分?jǐn)?shù)也存在顯著差異，其中黑松對土壤Cu和Cd的修復(fù)效果最好，側(cè)柏對土壤Zn的修復(fù)效果最好。建議在相似立地類型的破壞山體植被恢復(fù)工程中采用黑松和側(cè)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(jī)質(zhì)、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(xué)性質(zhì)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(biāo)。

［1］徐水太，饒運(yùn)章.礦山開發(fā)重金屬污染的評價與研究進(jìn)展［J］.銅業(yè)工程，2010(4):5-9

［2］徐水太，饒運(yùn)章，熊靈燕.金屬硫化礦區(qū)水土重金屬污染預(yù)警系統(tǒng)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(tài)效應(yīng)與防治對策［J］.廣東微量元素科學(xué)，2003，10(3):1-5

［5］李曉靜，周曉陽.重金屬污染與植物修復(fù)［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(lián)合修復(fù)研究進(jìn)展［J］.生態(tài)學(xué)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(zhuǎn)移［J］.生態(tài)學(xué)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M(fèi)n的吸收及修復(fù)研究［J］.廣西農(nóng)業(yè)科學(xué)，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(yǎng)分、微生物及酶活性的研究［J］.水土保持學(xué)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(zhì)量的指示研究進(jìn)展［J］.應(yīng)用與環(huán)境生物學(xué)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(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報，2010，29(11):2133-2138

［13］魯如坤.土壤農(nóng)業(yè)化學(xué)分析方法［M］.北京:中國農(nóng)業(yè)科學(xué)出版社，1999:147-211

［14］GB 15618—1995土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)［S］.北京:中國標(biāo)準(zhǔn)出版社，1995

［15］周蒙蒙，潘志華，陳東東，等.半干旱地區(qū)不同植被生態(tài)體系對土壤重金屬含量的影響［J］.光譜學(xué)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(qū)銅和鋅污染與土壤酶活性［J］.應(yīng)用生態(tài)學(xué)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(qū)土壤酶活性變化［J］. 應(yīng)用生態(tài)學(xué)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(yīng)，等.我國南方紅壤礦區(qū)復(fù)墾土壤的微生物生態(tài)特征研究Ⅰ:對土壤微生物活性的影響［J］. 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報，2003，14(11):1925-1928