何學敏，呂光輝，秦 璐，馬輝英，何雪芬

（1.新疆綠洲生態(tài)教育部重點實驗室，烏魯木齊830046；2.新疆大學 資源與環(huán)境科學學院，烏魯木齊830046）

土壤酶在土壤物質循環(huán)中發(fā)揮著重要作用，與多種土壤因子密切相關，能反映土壤品質變化［1］。近年來，國內外就重金屬元素對土壤酶活性的影響主要從重工業(yè)區(qū)和礦區(qū)土壤重金屬和酶的關系［2－4］、污染脅迫下土壤重金屬和酶活性［5－6］、不同土地利用方式下土壤重金屬與酶活性變化［7－8］等方面開展了大量深入研究工作。但這些研究也存在一些不足之處：這些地區(qū)受人為因素干擾強烈，難以反映自然環(huán)境下土壤酶與重金屬的相互關系；不能反映生態(tài)自凈及重金屬與環(huán)境的交互作用狀況。

土壤類型和環(huán)境因素不同，土壤重金屬對各種酶的影響也隨之發(fā)生變化［9］。干旱區(qū)地域面積廣闊，自然資源豐富，土壤干旱與鹽漬化嚴重，近年來，該地區(qū)經濟發(fā)展迅速，人地—環(huán)境矛盾日益加劇。針對這一地區(qū)土壤酶活性相關研究取得了一定成果，特別是水鹽脅迫方面進行了大量工作［10－12］，對于重金屬對酶活性的研究相對薄弱，本文圍繞干旱區(qū)艾比湖國家級自然保護區(qū)的水鹽脅迫特點［11］，就水鹽脅迫條件下土壤重金屬對酶活性的影響進行了初步研究，旨在探索干旱區(qū)自然狀態(tài)水鹽脅迫下土壤重金屬特征與土壤生物學指標之間的內在聯(lián)系，從而了解重金屬在該地區(qū)的自我凈化及與環(huán)境的交互作用特征，以期為改善艾比湖地區(qū)及同類地區(qū)土壤環(huán)境質量、建立土壤生態(tài)安全預警系統(tǒng)以及土壤鹽漬化治理提供參考依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

試驗地位于新疆維吾爾自治區(qū)博爾塔拉蒙古自治州艾比湖國家級自然保護區(qū)內（82°36′—83°50′E，44°30′—45°09′N，平均海拔約300m），該地區(qū)是準噶爾盆地西部最低洼地和水鹽匯集中心，屬典型溫帶大陸性干旱氣候［13］。研究區(qū)氣候極端干燥，降水稀少，年降水量100mm左右，蒸發(fā)量1 600mm以上，日照時數(shù)約2 800h，極端最高氣溫44℃，極端最低氣溫－33℃，年平均溫度為6～8℃［10］。植被以荒漠旱生、超旱生植物為主，分布普遍稀疏，樣方調查選取研究區(qū)內3種作為當?shù)亟ㄈ悍N的典型喬灌木群落［胡楊（Populus euphratica）群落、檉柳（Tamarix ramosissima）群落和梭梭（Haloxylon ammodendron）群落］。

1.2 樣地設置

于2010年9—10月，在保護區(qū)內選取兩條垂直水鹽梯度進行樣地選取：（1）以濕地湖泊為參考，沿西北向東南方向（離湖泊由近及遠）依次設置3個樣地，樣地類型依次為胡楊群落、檉柳群落和梭梭群落；（2）以研究區(qū)內阿奇克蘇河為主線，在3個樣地的基礎上分別選取垂直于河流方向（離河流由近及遠）的2個樣地。于每個樣地內分別設置10m×10m的樣方各3個，根據(jù)不同群落類型共設置樣方18個，在樣方內進行土壤樣品的采集。

1.3 樣品采集

按 “三點混合法”在每個樣方群落中各挖3個土壤剖面，并選上層（0—15cm）、中層（15—30cm）、下層（30—50cm）3個垂直梯度進行土樣采集。土樣采回后取一半新鮮土進行土壤理化性質與酶活性測定，另一半風干并過2mm尼龍篩后充分混合，用于土壤重金屬元素測定。

1.4 測定方法

土壤酶活性測定方法參考關松蔭［14］、李振高等［15］的方法。其中過氧化氫酶采用高錳酸鉀容量法，磷酸酶活性采用磷酸苯二鈉比色法，脲酶采用苯酚鈉比色法，蔗糖酶采用硫代硫酸鈉滴定法。土壤質量含水量采用烘干稱重法測定；可溶性總鹽含量采用烘干殘渣法測定；土壤重金屬元素測定采用鹽酸—硝酸—高氯酸聯(lián)合消煮后，去除溶液殘渣，利用分光光度計、ICP—AES等儀器進行測定。

1.5 數(shù)據(jù)統(tǒng)計分析

使用Sigmaplot 10.0整理數(shù)據(jù)并制作圖表，利用SAS 8.1進行數(shù)據(jù)的分析處理。

2 結果與分析

2.1 典型群落土壤水鹽及酶活性特征

由表1可知，胡楊群落和梭梭群落土壤含水量由上到下依次增加，檉柳則表現(xiàn)為中層最大，上層最小，群落間平均土壤含水量排序為胡楊＞檉柳＞梭梭；土壤可溶性總鹽在胡楊與檉柳群落表現(xiàn)為由上到下依次遞減，梭梭為中層最大，下層最小，平均總鹽含量排序為檉柳＞梭梭＞胡楊。由上述分析可以看出，梭梭群落生長環(huán)境受土壤水分脅迫影響強烈，檉柳群落土壤水分充足，但研究區(qū)強烈蒸散發(fā)使其土壤總鹽含量最高，相比之下胡楊群落生長環(huán)境最好。

不同土層酶活性變化明顯，隨土層深度增加，不同群落中不同土壤酶活性特征不同。胡楊群落除過氧化氫酶活性隨土層深度增加而增加外，其他酶均表現(xiàn)為上層活性最大，脲酶和蔗糖酶活性隨土層深度增加而依次減小，磷酸酶在表層達到最大值后在15—30cm達到最小值1.25mg／kg；檉柳群落土壤過氧化氫酶和脲酶具有相同變化規(guī)律，均為表層最小而在15—30cm達到最大值，分別為1.607ml／g和0.206 ml／g，磷酸酶隨土層深度增加活性依次增大，蔗糖酶則與之相反；梭梭群落過氧化氫酶與磷酸酶隨土層深度增活性依次增大，脲酶和蔗糖酶表層活性最大，其中脲酶最小值出現(xiàn)在15—30cm，為0.164mg／g，蔗糖酶則隨土層深度增加依次遞減。從群落類型上看，過氧化氫酶和蔗糖酶表現(xiàn)為梭梭＞胡楊＞檉柳，磷酸酶表現(xiàn)為梭梭＞檉柳＞胡楊，脲酶則表現(xiàn)為胡楊＞檉柳＞梭梭。進一步通過主成分分析得出，土壤酶總體活性表現(xiàn)為梭梭群落＞胡楊群落＞檉柳群落。

表1 3種典型群落的土壤水鹽及酶活性

2.2 典型群落土壤重金屬特征

由圖1—3看出，胡楊群落Cd含量隨土層加深依次減小，Cu在15—30cm達到最大值，Cr、Mn和Zn均表現(xiàn)為15—30cm最大，30—50cm值最小。檉柳群落Cd含量亦隨土層加深而依次減少，Zn表現(xiàn)為15—30cm最大，表層最小，Cr則為15—30cm最大，30—50cm最小，Mn含量具有特殊規(guī)律，表現(xiàn)為30—50cm最大，表層最小為518.522mg／kg。梭梭群落Cd，Cr，Mn含量隨土層加深無明顯變化，Cu含量隨土層加深依次增大。可見，重金屬含量多表現(xiàn)出在土壤次表層富積的現(xiàn)象，這可能是因為干旱區(qū)喬灌木植物淺根系主要分布在15—30cm處。楊群落表現(xiàn)為 Mn＞Cr＞Zn＞Cu＞Cd，檉柳群落表現(xiàn)為Mn＞Cr＞Zn＞Cu＞Cd，梭梭群落表現(xiàn)為Mn＞Cr＞Zn＞Cu＞Cd。進一步通過主成分分析法表明，重金屬綜合評價值在不同群落中差異發(fā)現(xiàn)，表現(xiàn)為檉柳群落＞胡楊群落＞梭梭群落，說明檉柳群落具有較高的重金屬含量，胡楊和梭梭群落則相對較小。

圖1 胡楊群落不同土層土壤重金屬特征

圖2 檉柳群落不同土層土壤重金屬特征

從群落類型上看（圖4），Cd表現(xiàn)為胡楊＞梭梭＞檉柳，Cr、Mn和Zn表現(xiàn)為檉柳＞胡楊＞梭梭，Cu表現(xiàn)為胡楊＞檉柳＞梭梭；從土壤重金屬含量上看，胡

圖3 梭梭群落不同土層土壤重金屬特征

圖4 3種群落平均土壤重金屬特征

2.3 水鹽脅迫下重金屬特征對土壤酶活性影響分析

已有研究表明，多數(shù)情況下土壤酶的活性是隨重金屬污染增大而降低［16］，也有研究認為兩者的關系是復雜多樣的［17］。為深入探討在水鹽脅迫條件下土壤重金屬含量與酶活性之間的相關關系，進行土壤重金屬和土壤酶活性相關分析，結果見表2。

相關分析表明，胡楊群落土壤過氧化氫酶與水鹽呈顯著正相關（P＜0.05），與Mn呈顯著負相關（P＜0.05），蔗糖酶與Zn呈顯著正相關（P＜0.05），與其他指標之間無顯著相關關系。檉柳群落土壤酶僅過氧化氫酶與磷酸酶與水分呈顯著負相關（P＜0.05），而于重金屬均無顯著相關關系。梭梭群落除脲酶與重金屬無顯著相關性外，與其他酶相關性顯著，其中過氧化氫酶與Cd、Cr呈極顯著負相關（P＜0.01），與Mn和Zn呈極顯著正相關（P＜0.01）；磷酸酶與Cd，Cr呈極顯著正相關（P＜0.01），與 Mn呈顯著負相關（P＜0.05），與Zn呈極顯著負相關（P＜0.01）；蔗糖酶與Cd極顯著正相關（P＜0.01），與Cr顯著正相關（P＜0.05），與 Mn和Zn呈極顯著負相關（P＜0.01）。

表2 典型群落土壤重金屬與4種酶活性的相關性

重金屬對土壤酶活性的影響因重金屬種類、濃度以及土壤酶的種類而異，不同重金屬元素之間還存在拮抗或協(xié)同作用。目前，用來揭示重金屬與酶活性關系的研究大多采用多元回歸分析法［18－19］。本文進一步以多元回歸分析來擬合水鹽脅迫條件下的土壤酶活性與土壤重金屬之間的關系，其結果見表3。從表3可看出，在水鹽脅迫條件下，胡楊群落中，隨著Mn和Zn濃度的增加，土壤過氧化氫酶活性降低，而隨著Cr濃度的增加，其過氧化氫酶活性則增強。表明在水鹽脅迫條件下，Mn和Zn之間對過氧化氫酶活性表現(xiàn)出一定的協(xié)同效應，而Cr與Mn和Zn之間對過氧化氫酶活性表現(xiàn)為拮抗作用。隨著Cu濃度的增加，土壤磷酸酶活性降低，其它重金屬濃度對磷酸酶活性影響不顯著。土壤脲酶活性隨著Mn濃度的增加而增加，表明Mn會激活脲酶的活性。隨著Cu濃度的增加，土壤蔗糖酶濃度降低，而隨著Zn濃度的增加，其濃度則增加，表明在水鹽脅迫條件下，Cu和Zn之間對蔗糖酶活性表現(xiàn)為拮抗作用。

檉柳群落中，隨著Cd和Cu濃度的增加，土壤過氧化氫酶活性增強，而隨著Zn濃度的增加，其過氧化氫酶活性則降低，表明在水鹽脅迫條件下，Cd和Cu之間對過氧化氫酶活性表現(xiàn)出一定的協(xié)同效應，而Cd和Cu與Zn之間對過氧化氫酶活性表現(xiàn)拮抗作用。隨著Cr和Cu濃度的增加，土壤磷酸酶活性增強，而隨著Mn和Zn濃度的增加，其磷酸酶活性則降低，表明在水鹽脅迫條件下，Cr與Cu之間及Mn和Zn對磷酸酶活性表現(xiàn)出一定的協(xié)同效應，而Cr與Cu之間及Mn和Zn之間對磷酸酶活性表現(xiàn)出拮抗作用。隨著Cr濃度的增加，土壤脲酶活性降低，而隨著Mn濃度的增加，其脲酶活性則增強，表明在水鹽脅迫條件下，Cr與Mn之間對脲酶活性表現(xiàn)出拮抗作用。隨著Cd濃度的增加，土壤蔗糖酶活性增強，而隨著Cr，Cu濃度的增加，其蔗糖酶活性則增強，表明在水鹽脅迫條件下，Cd與Cr和Cu之間對蔗糖酶活性表現(xiàn)為拮抗作用。

表3 土壤重金屬Cd，Cr，Cu，Mn和Zn與土壤酶活性的多元回歸分析結果

梭梭群落中，隨著Cu和Zn濃度的增加，土壤過氧化氫酶活性增強，而隨著Mn濃度的增加，其過氧化氫酶活性則降低，表明在水鹽脅迫條件下，Cu和Zn之間對過氧化氫酶活性表現(xiàn)出一定的協(xié)同效應，而Cu和Zn與Mn之間對過氧化氫酶活性表現(xiàn)出拮抗作用。隨著Cd和Cu濃度的增加，土壤磷酸酶活性增強，表明在水鹽脅迫條件下，Cd與Cu之間對磷酸酶活性有激活效應。隨著Cu濃度的增加，土壤脲酶活性增強，表明Cu可以提高脲酶的活性。隨著Cd濃度的增加，土壤蔗糖酶活性增強，而隨著Cr濃度的增加，其蔗糖酶活性則降低，表明在水鹽脅迫條件下，Cd和Cr之間對蔗糖酶活性表現(xiàn)拮抗作用。

可見，在水鹽脅迫條件下，隨重金屬元素濃度的增加，其對研究區(qū)典型植物群落土壤不同種類酶活性成抑制或刺激。在當?shù)氐纳硹l件下，Cd和Cr對土壤酶表現(xiàn)出激活作用，Cu對土壤酶活性的影響不明顯，Mn和Zn對土壤酶則多表現(xiàn)出抑制效應。

有關土壤重金屬含量對酶活性影響已開展了大量研究，就單一重金屬而言，本研究的結果與劉霞等［20］的相同，她對河北潮土Cd與土壤酶活性關系的研究中發(fā)現(xiàn)，Cd在低質量時對土壤酶有激活作用。然而季軼群［21］在對重慶地區(qū)紫色土重金屬對酶活性的研究中指出，Cu對土壤酶具有明顯抑制作用，并隨濃度增加酶活性降低，本研究中Cu對土壤酶活性的影響不明顯，這種差異可能是因為不同研究區(qū)的氣候、土壤環(huán)境不同而造成的。Kaperman［16］指出，Zn≥250mg／kg和500mg／kg時，才分別對過氧化氫酶和脲酶產生抑制作用，本實驗測定的土壤Zn含量遠遠小于上述值，然而僅在梭梭群落中Zn對土壤過氧化氫酶具有激活作用，其它則多表現(xiàn)出抑制效應，這可能是因為其他重金屬元素的拮抗作用造成的。低濃度的Cr對脲酶活性具有促進作用［17］，試驗中三種典型群落土壤Cr相近，平均為54.5mg／kg，然而本實驗中Cr對脲酶的活性影響不大，卻對研究區(qū)土壤酶表現(xiàn)出一定的激活效應。另外，研究區(qū)土壤Mn含量較高，平均為568.5mg／kg，雖然金屬 Mn只有在強酸性環(huán)境下在土壤被還原時，其金屬離子才能大量進入土壤溶液中［22－23］，然而其對酶活性表現(xiàn)出一定的抑制效應。

3 結論

土壤酶參與了陸地生態(tài)系統(tǒng)中的物質循環(huán)和能量轉化，其與土壤生物、土壤理化性質和環(huán)境條件密切相關，也是土壤肥力的重要指標之一［24］。對艾比湖自然保護區(qū)內典型群落水鹽脅迫下土壤重金屬與酶活性的研究結果表明：

（1）不同土層酶活性變化明顯，且隨土層加深，不同群落中不同土壤酶活性特征不同。胡楊群落中，過氧化氫酶在較深土層含量高，其他酶均表現(xiàn)為上層活性最大；檉柳群落中蔗糖酶在表層活性最大，其它酶在較深土層含量高。梭梭群落中過氧化氫酶與磷酸酶隨土層加深活性依次增大，脲酶和蔗糖酶表層活性最大。不同群落中，土壤總體酶活性表現(xiàn)為梭梭群落＞胡楊群落＞檉柳群落。

（2）重金屬含量多表現(xiàn)出在土壤次表層富積的現(xiàn)象，這可能是因為干旱區(qū)喬灌木植物淺根系主要分布在15—30cm處；所有群落中土壤重金屬含量表現(xiàn)為Mn＞Cr＞Zn＞Cu＞Cd。通過主成分分析，重金屬綜合評價值在不同群落中差異明顯，表現(xiàn)為檉柳群落＞胡楊群落＞梭梭群落，說明檉柳群落具有較高的重金屬含量，胡楊和梭梭群落則相對較小。

（3）研究區(qū)土壤重金屬含量對過氧化氫酶活性的影響更為強烈，而這種現(xiàn)象在耐旱植物梭梭中尤為明顯，說明土壤水分受限情況下，以Cd、Cr和Zn為代表的土壤重金屬對土壤酶活性具有一定影響。在水鹽環(huán)境較好、重金屬含量較低的自然土壤中，土壤重金屬對酶活性具有較高的促進作用。重金屬含量較低的自然土壤環(huán)境下，鹽脅迫對酶活性具有抑制作用。水分脅迫對研究區(qū)酶活性限制較小，土壤重金屬對酶活性的影響小于土壤可溶性總鹽，進一步說明自然條件下土壤鹽脅迫對土壤酶活性具有強烈的抑制作用。李亮等［25］對烏蘭布和沙漠人工林土壤酶活性的研究發(fā)現(xiàn)，人工林種類及土壤類型、養(yǎng)分狀況、生境條件等均是影響酶活性大小的重要因素，并且人工林地相比荒漠具有較小酶活性增幅，本研究在自然群落中也驗證了此現(xiàn)象，同時認為重金屬的影響作用也具有不可忽視的作用。

（4）在水鹽脅迫條件下，隨重金屬元素濃度的增加，它們對研究區(qū)典型植物群落土壤不同種類酶活性或抑制或刺激。在當?shù)氐纳硹l件下，Cd和Cr對土壤酶表現(xiàn)出激活作用，Cu對土壤酶活性的影響不明顯，Mn和Zn對土壤酶則多表現(xiàn)出抑制效應。這一結果與滕應等［26］的研究結果不同，他在浙江哩浦銅尾礦污染區(qū)的研究認為，重金屬元素對土壤酶活性的抑制效應順序為Mn＞Pb＞Cu＞Zn。

需要說明的是，干旱區(qū)土壤水鹽脅迫現(xiàn)象普遍存在，但土壤重金屬在自然環(huán)境下含量普遍較低，雖然本研究對土壤重金屬含量進行了分層測定，但僅使用了其平均值來研究典型群落不同水鹽脅迫下土壤重金屬對酶活性的影響，而沒有分析其垂直響應關系，有關方面有待進一步分析研究。

［1］ 王涵，高樹芳，羅丹，等.Cd，Pb污染土壤中蛋白酶酸性磷酸酶脫氫酶活性的變化［J］.農業(yè)環(huán)境科學學報，2010，29（3）：500-505.

［2］ Vasquez-Murrieta M S，Migueles-Garduno I，F(xiàn)ranco-Hernandez O，et al.C and N mineralization and microbial biomass in heavy-metal contaminated soil［J］.European Journal of Soil Biology，2006，42（2）：89-98.

［3］ 張涪平，曹湊貴，李蘋，等.藏中礦區(qū)重金屬污染土壤的微生物活性研究［J］.生態(tài)學報，2010，30（16）：4452-4459.

［4］ 李江遐，張軍，谷勛剛，等.尾礦區(qū)土壤重金屬污染對土壤酶活性的影響［J］.土壤通報，2010，41（6）：1476-1478.

［5］ Olivera A，Pampulha M E.Effects of long-term heavy metal contamination on soil microbial characteristics［J］.Journal of Bioscience and Bioengineering，2006，102（3）：157-161.

［6］ 毛亮，張春華，高揚，等.不同栽培模式下Cd、Pb復合污染對土壤微生物及其酶活性的影響［J］.土壤通報，2010，41（5）：1193-1196.

［7］ Macdonald C A，Singh B K，Peck J A，et al.Long-term exposure to Zn-spiked sewage sludge alters soil community structure［J］.Soil Biology and Biochemistry，2007，39（10）：2576-2586.

［8］ 王娟，劉淑英，王平，等.不同施肥處理對西北半干旱區(qū)土壤酶活性的影響及其動態(tài)變化［J］.土壤通報，2008，39（2）：299-303.

［9］ 曹靖，賈紅磊，徐海燕，等.干旱區(qū)污灌農田土壤Cu、Ni復合污染與土壤酶活性的關系［J］.農業(yè)環(huán)境科學學報，2008，27（5）：1809-1814.

［10］ 田幼華，謝輝，呂光輝.艾比湖濕地典型群落土壤酶分布規(guī)律初探［J］.干旱區(qū)資源與環(huán)境，2010，24（9）：173-178.

［11］ 田幼華，呂光輝，楊曉東，等.水鹽脅迫對干旱區(qū)根際土壤酶活性的影響［J］.干旱區(qū)資源與環(huán)境，2012（3）：158-163.

［12］ 余娜，劉濟明，張超，等.不同沙生植被土壤酶活性分異特征研究［J］.水土保持研究，2010，17（1）：77-81，87.

［13］ 陳蜀江，侯平，李文華，等.新疆艾比湖濕地自然保護區(qū)綜合科學考察［M］.烏魯木齊：新疆科學技術出版社，2006.

［14］ 關松蔭.土壤酶及其研究法［M］.北京：農業(yè)出版社，1986.

［15］ 李振高，駱永明，滕應，等.土壤與環(huán)境微生物研究法［M］.北京：科學出版社，2008.

［16］ Kuperman R G，Carreiro M M.Soil heavy metal concentrations，microbial biomass and enzyme activities in a contaminated grassland ecosystem［J］.Soil Biology＆Biochemistry，1997，29（2）：179-190.

［17］ 和文祥，朱銘莪，張一平.土壤酶與重金屬關系的研究現(xiàn)狀［J］.土壤與環(huán)境，2000，9（2）：139-142.

［18］ 李江遐，張軍，谷勛剛，等.尾礦區(qū)土壤重金屬污染對土壤酶活性的影響［J］.土壤通報，2010，41（6）：1476-1478.

［19］ 李廷強，朱恩，楊肖娥，等.超積累植物東南景天根際土壤酶活性研究［J］.水土保持學報，2007，21（3）：112-117.

［20］ 劉霞，劉樹慶，王勝愛.河北主要土壤中重金屬鎘、鉛形態(tài)與土壤酶活性的關系［J］.河北農業(yè)大學學報，2002，25（1）：33-37.

［21］ 季軼群，王子芳，高明.重金屬Cu、Zn、Pb復合污染對紫色土壤酶活性的影響［J］.中國農學通報，2010，26（6）：293-296.

［22］ 張桂山，賈小明，馬曉航，等.山東棕壤重金屬污染土壤酶活性的預警研究［J］.植物營養(yǎng)與肥料學報，2004，10（3）：272-276.

［23］ 藏小平.土壤錳毒與植物錳的毒害［J］.土壤通報，1999，30（3）：139-141.

［24］ 陳華癸，樊慶笙.微生物學［M］.北京：農業(yè)出版社，1980.

［25］ 李亮，包耀賢，廖超英，等.烏蘭布和沙漠東北部沙區(qū)人工林土壤微生物及酶活性研究［J］.西北植物學報，2010，30（5）：987-994.

［26］ 滕應，黃昌勇，龍健，等.銅尾礦污染區(qū)土壤酶活性研究［J］.應用生態(tài)學報，2003，13（11）：1977-1980.