鎳銅砷復合污染對土壤微生物和酶活性的影響

郭全恩， 曹詩瑜， 南麗麗， 展宗冰， 王 卓， 汪 堃， 李景峰

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

土壤重金屬污染已經(jīng)成為當今世界重要的環(huán)境問題之一，受到世界各國學者的關(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、長期性和潛伏性，一旦重金屬含量超過了土壤自身的承載力，將會導致土壤生產(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。在長期的礦產(chǎn)開采、選礦、冶煉及使用過程中產(chǎn)生了不少有害重金屬，這些重金屬通過粉塵、交通運輸、污水灌溉、生活垃圾等途徑對周邊農(nóng)田生態(tài)環(huán)境產(chǎn)生一定的影響［4］。因此，加強礦區(qū)周邊農(nóng)田土壤監(jiān)管對保障區(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 含量超過了國家二級標準。近年來，我國一直推進重金屬污染防治方面的工作，2015年中央下達重金屬專項資金36×108元，支持30個地市重點區(qū)域重金屬治理和37 個重金屬土壤污染治理與修復示范工程。金昌市金川區(qū)寧遠堡鎮(zhèn)白家咀村七隊現(xiàn)有污染農(nóng)田面積37 hm2，被列為首批全國土壤污染治理與修復試點之一，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，對土壤中的有機質(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、磷原子從有機物大分子中釋放的速率［14-15］。因此，充分認識重金屬與土壤生物的相互作用機制，預知土壤重金屬污染引起的生態(tài)效應(yīng)，是科學有效地開展土壤污染防控與治理修復的重要前提［16］。賀玉曉等［17］對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)系進行了研究，認為重金屬對酶活性的影響取決于重金屬的類型與含量。張涪平等［18］對西藏拉屋礦區(qū)（Cu-Zn-Pb）重金屬污染與土壤微生物學特性之間的關(guān)系進行了研究，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)系進行了研究，結(jié)果表明土壤過氧化氫酶與Zn、Mn、Pb 呈正相關(guān)，與Ni 呈負相關(guān)，脲酶與Pb呈負相關(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酶活性和微生物多樣性的研究已有文獻報道，但有關(guān)鎳銅砷復合污染礦區(qū)土壤重金屬含量與生物學性狀之間的關(guān)系鮮見報道。為此，本研究以金川區(qū)寧遠堡鎮(zhèn)白家咀村七隊鎳銅砷復合污染土壤為研究對象，采用大田調(diào)查的方法，探討土壤重金屬對土壤微生物和酶活性的影響，旨在為較早預知重金屬毒害下土壤環(huán)境質(zhì)量的變化和認識生態(tài)環(huán)境退化過程提供理論依據(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，全年日照時數(shù)2884 h，年平均氣溫10 ℃，年平均降雨量139 mm，無霜期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)量分數(shù)為123.2 g·kg-1，砂粒（0.02～2 mm）質(zhì)量分數(shù)為395.3 g·kg-1，粉砂粒（0.002～0.02 mm）質(zhì)量分數(shù)為333.0 g·kg-1，黏粒（＜0.002 mm）質(zhì)量分數(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)的寧遠堡鎮(zhèn)白家咀村七隊，通過走訪相關(guān)科研單位，確定了13個采樣點、3個分區(qū)（A、B、C）（圖1），采用GPS定位五點法取樣，于2019年8月采集0～20 cm和20～40 cm土層土樣，重復3次，封袋帶回實驗室風干過100目尼龍篩網(wǎng)保存。

圖1 研究區(qū)采樣點分布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；As和Hg是王水水浴消解，原子熒光光譜（HGF-V）法檢測［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)量分數(shù)表示（mg）［21］；過氧化氫酶—紫外分光光度法，以20 min 內(nèi)1 g 土壤中分解的過氧化氫的質(zhì)量（mg）表示［22］。細菌數(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數(shù)［23］；放線菌數(shù)量—采用改良高氏一號培養(yǎng)基［24］，以平板表面涂抹法計數(shù)。以下列公式計算真菌、細菌和放線菌數(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軟件對數(shù)據(jù)進行單因素方差分析，用鄧肯多重比較法對數(shù)據(jù)進行多重比較。用軟件CANOCO 5.0對土壤生物學性狀與重金屬含量之間的關(guān)系進行典范對應(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 個采樣點的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個采樣點的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)用地土壤污染風險管控標準（試行）》(GB15618-2018)［26］中的風險篩選值分析，8 種重金屬的風險值依次為：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)土壤污染風險管控標準，13個采樣點的8種重金屬含量平均值未超過風險管控標準。

由圖2可知，在0～20 cm和20～40 cm土層，土壤中Cr、Zn、Pb、Cd 和Hg 重金屬含量均在風險篩選值以下，Ni、Cu和As個別點位超標。在0～20 cm土層，Ni、Cu 和As 點位超標率依次為：15.4%、30.8%和38.5%。超過風險值的點位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期排放煙氣導致該區(qū)域重金屬含量較高；在20～40 cm土層，Ni、Cu和As點位超標率均為7.7%，超標樣點均是9號。因此，研究區(qū)土壤存在Ni、Cu、As污染的風險。

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

2.2 土壤生物學性狀

2.2.1 土壤微生物數(shù)量 土壤微生物以真菌、細菌和放線菌為主，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，細菌數(shù)量在采樣點1、3和10 之間，2 和13 之間差異均不顯著，其余采樣點之間差異顯著（P＜0.05,最大相差3.1倍）；放線菌在采樣點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，其余采樣點之間差異顯著（P＜0.05）；真菌數(shù)量在采樣點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，其余采樣點之間差異顯著（P＜0.05）。在20～40 cm土層，細菌數(shù)量在采樣點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，其余采樣點之間差異顯著（P＜0.05）；放線菌數(shù)量在采樣點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，其余采樣點之間差異顯著（P＜0.05）；真菌在采樣點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 個研究區(qū)的平均值來看，在0～20 cm 土層，細菌、真菌和放線菌均是B區(qū)最高，在20～40 cm土層，細菌是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)，主要來源于增殖和死亡的微生物，也可能來自植物根系、土壤動物區(qū)系和動植物殘體釋放［27］，其參與有機質(zhì)分解、土壤微生物能量和營養(yǎng)獲取、污染物降解等重要的生態(tài)過程［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），過氧化氫酶除采樣點5和11上下土層之間差異顯著外，其余采樣點上下土層差異均不顯著。從A、B、C 3個研究區(qū)的平均值來看，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、生物性狀及重金屬含量之間的相關(guān)分析 通過相關(guān)分析表明（表3）：土壤pH和有機質(zhì)、Ni、Cu、Zn、Cd 之間呈極顯著負相關(guān)關(guān)系（P＜0.01）；土壤有機質(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 之間呈極顯著負相關(guān)關(guān)系（P＜0.01）。Ni 與Cu、Zn、Cd、Pb、As、Hg、過氧化氫酶之間呈極顯著正相關(guān)（P＜0.01）。Cu 與Cd、Pb、As、Hg、過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、過氧化氫酶之間呈極顯著正相關(guān)（P＜0.01），與細菌呈顯著正相關(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）；其余指標之間差異均不顯著。

表3 土壤化學、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 土壤生物學性狀和土壤重金屬含量之間的典范對應(yīng)分析

為了進一步了解土壤中的重金屬含量對土壤生物學性狀的影響，對土壤生物學性狀和土壤重金屬含量之間的關(guān)系進行典范對應(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與細菌、脲酶、堿性磷酸酶、過氧化氫酶、脫氫酶呈負相關(guān)關(guān)系。Cr 與放線菌和真菌之間呈正相關(guān)關(guān)系，Zn與細菌之間呈正相關(guān)關(guān)系，細菌與放線菌之間呈負相關(guān)關(guān)系；蒙特·卡羅檢驗結(jié)果表明（表4），Pb、Zn 和Cr 為主導土壤生物學性狀的主要因子，其貢獻率依次為72.4%，16.2%和4.9%，且Pb、Zn 差異達顯著水平（P＜0.05）；這說明土壤中Pb 和Zn 對農(nóng)田土壤生物學性狀有顯著影響。

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

表4 典范對應(yīng)分析蒙特·卡羅檢驗結(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，這可能是因為A 區(qū)距離礦山最近，其次是B 區(qū)，C 區(qū)最遠，在長期的降雨淋溶條件下，礦山中的Cr淋溶導致不同區(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向，長期排放煙塵可能導致該區(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??；這是由于B區(qū)采樣點距離公路最近，可能是由于機動車尾氣污染所導致土壤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 重金屬復合污染對土壤微生物的影響

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菌、放線菌和真菌等，在不同濃度范圍的重金屬，對土壤微生物數(shù)量增長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］認為，重金屬Cu、Zn、Cd、Pb復合污染能夠降低細菌、真菌、放線菌菌落數(shù)量，Gao等［31］指出，重金屬Cd、Pb 復合污染能夠降低細菌和放線菌菌落數(shù)量，而真菌對重金屬污染不敏感。在本研究中，A、B、C 3個區(qū)域中，重金屬Ni、Cu和As 在C區(qū)點位超標率最高，且在C 區(qū)0～20 cm 土層，細菌、真菌和放線菌菌落數(shù)量最低，這說明Ni、Cu和As復合污染能夠降低細菌、真菌、放線菌菌落數(shù)量。

不同類群微生物對不同重金屬的敏感程度不同，如吳春艷等［32］對水稻土研究認為，對Cd2+的敏感度為放線菌＞細菌＞真菌，對Cu2+的敏感度為真菌＞放線菌＞細菌；Pan 等［33］研究認為，細菌對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 復合污染能夠明顯改變細菌群落結(jié)構(gòu)，與土壤微生物量相比，其對重金屬污染更為敏感；也有研究認為重金屬對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相關(guān)。本研究發(fā)現(xiàn)，Cd與細菌呈顯著正相關(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）。本研究僅對重金屬總量進行了研究，在以后的研究中應(yīng)該對其存在的形態(tài)進行研究，探討重金屬形態(tài)和微生物生物量之間的關(guān)系。

3.3 重金屬復合污染對土壤酶活性的影響

土壤酶不僅推動土壤中有機質(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)量的重要生物學指標［37］，其優(yōu)勢在于測定簡便、反應(yīng)靈敏，能夠較早預測重金屬毒害下土壤養(yǎng)分和質(zhì)量的變化過程［38］；土壤酶活性對重金屬脅迫的響應(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改變氧化還原電位、重金屬有效性和價態(tài)、微生物活性等，從而直接或間接影響重金屬對土壤酶的毒性［41］。土壤有機質(zhì)、黏粒、陽離子交換量、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影響重金屬抑制酶的活性［44］，重金屬對土壤酶活性存在低劑量激活和高劑量抑制現(xiàn)象［45］。另外，重金屬老化過程對酶抑制程度，可能取決于重金屬的有效性、微生物群落的抵抗力和恢復力、胞外酶的特性（例如同工酶的比例、抗性酶、土壤中酶庫的大小等）［46］。在本研究中，對A、B、C 3個區(qū)域進行比較，重金屬Ni、Cu 和As 在C 區(qū)點位超標率最高，且在C 區(qū)0～20 cm土層，堿性磷酸酶平均值含量最低，而過氧化氫酶和脫氫酶含量最高，這說明Ni、Cu和As復合污染能夠降低土壤堿性磷酸酶含量，提高土壤過氧化氫酶和脫氫酶含量。

在本研究中還發(fā)現(xiàn)，土壤有機質(zhì)與堿性磷酸酶、脲酶、過氧化氫酶之間呈顯著正相關(guān)關(guān)系，這是因為土壤有機質(zhì)含量越高，土壤對酶的保護和對重金屬毒性的緩沖作用越強［41］。典范分析結(jié)果表明，土壤重金屬Pb、Hg、Ni、Cu、Cd、As與細菌生物量、脲酶、堿性磷酸酶、過氧化氫酶、脫氫酶呈負相關(guān)關(guān)系，這與王盼盼等［47］報道土壤脲酶和過氧化氫酶活性隨著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］研究土壤過氧化氫酶與Zn、Mn、Pb 呈正相關(guān)，與Ni 呈負相關(guān)不完全一致。

4 結(jié)論

通過對甘肅省金昌市金川區(qū)寧遠堡鎮(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點位超標率依次為15.4%、30.8%和38.5%；在20～40 cm土層，Ni、Cu和As點位超標率均為7.7%。因此，冶煉廠生產(chǎn)活動已引起周圍農(nóng)田局域深層土壤重金屬污染的問題。

（2）Pb、Hg、Ni、Cu、Cd、As與細菌、脲酶、堿性磷酸酶、過氧化氫酶、脫氫酶呈負相關(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與細菌生物量之間呈正相關(guān)關(guān)系，細菌生物量與放線菌生物量之間呈負相關(guān)關(guān)系。在銅鎳砷復合污染區(qū)，過氧化氫酶活性對重金屬Cu、Ni、Cd、As 較為敏感，可作為該區(qū)土壤質(zhì)量評價的有效指標。

（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為主導土壤生物學性狀的主要因子，其貢獻率依次為72.4%、16.2%和4.9%，且Pb、Zn差異達顯著水平。