全 文 ：铜尾矿污染区土壤酶活性研究 3
滕　应　黄昌勇 3 3 　龙　健　姚槐应　刘　方
(浙江大学环境与资源学院 ,杭州 310029)
【摘要】　对浙江省哩浦铜尾矿污染区土壤酶活性进行了研究. 结果表明 ,尾矿区及其周边土壤环境受到不
同程度的 Cu、Zn、Pb、Cd 污染 ,从尾矿库中心到外围重金属污染程度逐渐减轻 ,而土壤酶活性则不断提高 ,
其中以脱氢酶和脲酶活性增加最明显. 回归分析表明 ,单一脱氢酶、脲酶、酸性磷酸酶以及蛋白酶活性与重
金属复合元素含量之间存在显著线性关系. 主成分分析结果显示 ,尾矿区土壤酶信息系统的第一、二主成
分方差贡献率之和达 98. 24 % ,以第一、二主成分建立了两个土壤总体酶活性指标 ,并用此指标对各供试
样本进行空间分类 ,其结果与以重金属含量为依据的划分结果基本吻合. 可见 ,采用酶活性构筑的土壤信
息系统的总体酶活性来表征矿区土壤的重金属污染状况是可行的.
关键词 　铜尾矿 　重金属污染 　土壤酶活性
文章编号 　1001 - 9332 (2003) 11 - 1976 - 05 　中图分类号 　X131. 3 　文献标识码 　A
Enzyme activities in soils contaminated by abandoned copper tailings. TEN G Ying , HUAN G Changyong ,
LON G Jian , YAO Huaiying , L IU Fang ( College of N atural Resources and Envi ronmental Sciences , Zhejiang
U niversity , Hangz hou 310029 , China) . 2Chin. J . A ppl . Ecol . ,2003 ,14 (11) :1976～1980.
Studies on the enzyme activities and heavy metal contents in soils polluted by abandoned copper tailings showed
that the contents of heavy metals in contaminated soils were higher than those in no2polluted soils , and the en2
zyme activities , especially dehydrogenase and urease activities were decreased significantly with increasing con2
tamination. Multivariate regression analysis indicated that soil dehydrogenase activity was very significantly cor2
related with the combined effect of several heavy metals , and urease , protease or acid phosphatase activity was
significantly related to the combined effect of them. The total enzyme activity of soil might be a useful index in
management of these highly contaminated soils , and hence , it is feasible to use this index as a primary biochemi2
cal parameter to evaluate heavy metals compound pollution.
Key words 　Copper tailing , Heavy metal contamination , Soil enzyme activities.
3 国家自然科学基金 (40171054) 、国家重点基础研究发展规划资助
项目 ( G1999011809) .3 3 通讯联系人.
2002 - 04 - 25 收稿 ,2002 - 06 - 20 接受.
1 　引 　　言
铜尾矿是铜矿开采过程中产生的一种固体废弃
物. 这些废弃物中通常含有较高的有毒重金属 ,当它
们从地下搬运到地表后 ,由于物理、化学条件的改
变 ,尾矿中重金属元素的释放、迁移对附近土壤等表
生环境产生严重的重金属污染 ,因而尾矿污染区土
壤环境质量监测及生态恢复等问题引起了人们的关
注[1 ,6 ,7 ,11 ] . 近年来 ,国内外学者对部分铜尾矿、铅锌
尾矿等影响区重金属污染现状 ,包括重金属含量、形
态特征以及对矿区植被的影响等方面进行了一些研
究 ,取得了一定的成果[8 ,13～17 ,19 ,22 ] . 但有关尾矿影
响区重金属污染对土壤酶活性的研究报道甚少. 土
壤酶是土壤生物化学反应的催化剂 ,参与了土壤系
统中许多重要代谢过程 ,如土壤环境净 (化等方面 ,
可用它来检测土壤中重金属的相对污染程
度[2 ,4 ,5 ,9 ,18 ,20 ,21 ,23 ,24 ] . 因此 ,本文对浙江省诸暨哩
浦铜矿尾矿区土壤重金属污染和酶活性进行了研
究 ,通过对该矿区重金属与土壤酶活性之间内在关
系的探讨 ,有助于揭示表征土壤重金属复合污染的
指示酶 ,建立尾矿污染区土壤总体酶活性指标 ,为同
类矿区污染土壤环境质量生物学评价提供依据.
2 　研究地区与研究方法
211 　自然概况
浙江哩浦铜矿尾矿库位于浙江省的中北部诸暨县境内 ,
29°43′23″N ,119°59′09″E ,海拔为 147～350m. 属中亚热带季
风气候 ,库内年平均气温 16. 2 ℃, ≥10 ℃年积温 4923～
5233 ℃,年均降水量 1335. 91mm ,降雨多集中于 3～8 月 ,无
霜期 234 d. 地貌多为低山、丘陵 ,土壤为发育于砂页岩母质
上的山地黄壤. 该尾矿库是山谷型尾矿库 ,共有 2 个堆积坡
和 1 个平台 ,尾矿库已废弃 5 年 ,尾矿表面有一薄层 (0～
10cm 厚)客土覆盖. 在水蚀、风蚀等外营力的作用下 ,尾矿与
土壤出现了不同程度的混合现象。植被主要为草丛 ,以超积
累植物海洲香薷 ( Elsholtz ia harchowensis Sun ,俗称铜草) 群
应 用 生 态 学 报 　2003 年 11 月 　第 14 卷 　第 11 期 　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　
CHIN ESE JOURNAL OF APPL IED ECOLO GY ,Nov. 2003 ,14 (11)∶1976～1980
落为主 ,生长茂盛 ,呈现群集生长 ,另有部分狗尾草 ( Setara
vi ridis) 、茵陈蒿 ( A rtemisia capillaries ) 、荩草 ( A rthraton
hispidus)等.
212 　取样及样品处理
尾矿库是用来堆放尾矿砂的人工库坝 ,尾矿库以及尾矿
库周边环境受尾矿影响的区域称为尾矿区。根据重金属污
染程度及部分生物多样性状况 ,本研究以尾矿库为中心 ,向
周边辐射共设置 8 个样块 ,其中 1 号样块设置在尾矿库中
心、2 号样块设置于距离尾矿库中心 50m 左右的尾矿库坝边
缘地段 ,3～7 号样块分别置于距离尾矿库中心大致 100、
200、300、400、500 和 1000m 的尾矿区范围内. 同时 ,在远离
尾矿区约 1. 5km 处设置 8 号非矿区土壤样块. 每个样块随
机取 10 个样点样品 (0～20cm 土层) 组成混合代表样. 土样
编号分别为 1～8 号 (表 1) . 土样装入无菌封口塑料袋内 ,带
回实验室. 将一部分新鲜土样研磨过 1mm 尼龙网筛 ,调节土
壤水份至适宜含水量 ,装入无菌塑料袋 ,置于 4 ℃冰箱内保
存以供土壤酶活性指标分析. 另一部分土样于室内自然风
干 ,研磨、过筛 ,供土壤基本理化性质测定. 供试土壤基本理
化性质见表 1.
表 1 　供试土壤的基本理化性质
Table 1 Physico2chemical properties of soil samples tested
土样编号
Soil No.
pH
(H2O)
有机碳
Organic C
(g·kg - 1)
全 N
Total N
(g·kg - 1)
碱解 N
Available N
(mg·kg - 1)
阳离子交
换量 CEC
(cmol·kg - 1)
颗粒组成 Size composition( %)
2～0. 02
(mm)
0. 02～0. 002
(mm)
< 0. 002
(mm)
1 4. 79 11. 57 0. 98 108. 53 9. 58 51. 94 29. 66 18. 40
2 4. 87 12. 45 1. 08 112. 78 11. 32 50. 78 30. 52 18. 70
3 5. 02 14. 54 1. 38 128. 32 12. 49 49. 57 28. 45 21. 98
4 5. 14 14. 93 1. 54 156. 75 10. 52 49. 28 27. 95 22. 77
5 5. 27 13. 65 1. 25 116. 58 11. 26 51. 25 29. 74 19. 01
6 5. 24 12. 54 1. 17 128. 25 13. 54 48. 71 27. 85 23. 44
7 5. 54 15. 28 1. 97 168. 35 12. 75 49. 87 28. 69 21. 44
8 5. 48 14. 65 1. 48 147. 31 11. 15 47. 52 25. 59 26. 89
213 　测定方法
土壤 Cu 、Zn、Pb、Cd 的全量采用王水2高氯酸消化 ,原子
吸收分光光度法测定 ;土壤中相应重金属元素的有效态含量
采用 0. 1mol·L - 1 HCl 提取 (液∶土 = 5∶1) ,待测液用原子吸
收分光光度法测定 ;土壤理化性质按常规方法测定 [10 ] ;土壤
酶活性测定参照文献 [3 ] .
214 　数据处理
分析数据均采用 SPSS (V10. 1) 和 SAS (V6. 12) 统计软
件分析.
3 　结果与分析
311 　铜尾矿区土壤重金属含量及酶活性的变化
　　从供试土壤的 Cu 、Zn、Pb、Cd 全量和有效含量
分析结果 (表 2)可知 ,尾矿区土壤的 Cu 、Zn、Pb、Cd
含量从库中心到其外围逐渐降低 ,其相应的全量平
均值分别是对照土样 (8 号土样) 的 18. 95、35. 87、
33. 13、16. 59 倍 ;有效量平均值分别高出对照土样
(8 号土) 17. 95、34. 87、32. 13、15. 59 倍 ,说明尾矿区
土壤均受到不同程度的重金属污染. 表 2 数据经
L SD0. 05测验表明 ,从尾矿库中心到外围各土样中
Cu 、Zn、Pb、Cd 的全量及有效量均存在显著性差异
( P < 0. 05) . 这一差异主要可能与在外营力 (主要在
地表径流水蚀)作用下 ,不同区位段尾矿砂与土壤的
混合程度有关. 距离尾矿库越近处尾矿沉降总量越
多 ,土壤中重金属含量则相应越高 ,反之亦然.
表 2 　供试土壤的重金属含量 3
Table 2 Heavy metal contents of soil samples collected in the copper
mine area( mg·kg - 1)
土样编号
Soil No.
重金属全量 Total metal
Cu Zn Pb Cd
有效态重金属含量 Available metal
Cu Zn Pb Cd
1 2040. 8 15947. 4 2836. 2 22. 51 368. 5 519. 4 844. 8 1. 74
2 1426. 8 10122. 5 2269. 8 16. 31 282. 3 480. 5 669. 7 1. 21
3 1170. 1 9484. 5 1893. 4 13. 89 208. 8 474. 4 552. 4 1. 08
4 852. 1 5789. 4 1408. 5 11. 63 165. 2 427. 5 445. 7 0. 89
5 378. 4 2011. 9 508. 6 7. 14 95. 7 305. 6 179. 0 0. 55
6 235. 1 1617. 2 487. 8 6. 35 68. 5 249. 0 87. 3 0. 25
7 158. 7 1275. 6 441. 9 5. 16 32. 0 143. 8 56. 1 0. 19
8 41. 6 161. 5 37. 3 0. 63 8. 5 58. 2 7. 9 0. 03
LSD0. 05 11. 02 27. 73 8. 17 0. 33 2. 72 3. 09 4. 70 0. 033 3次重复的平均值 Average of three replicate samples. LSD0. 05测验表明各土样间 Cu 、Zn、Pb、Cd的全量
及有效量均存在显著性差异 ( P < 0. 05) Both total and available content of heavy metals among soil samples
indicate significant difference at P < 0. 05 level according to LSD test.
　　供试土壤的 6 种酶活性分析结果见表 3. 由表 3
可知 ,土样间各酶活性值存在一定程度的差异 ,其中
尾矿污染区土样的酶活性较低 ,而对照土样 (8 号
土)的 6 种酶活性值均最高 ,且随着离尾矿库区距离
的增加 ,酶活性越来越高 ,表明尾矿区不同区位段土
壤酶活性存在较大差异 ,其中以脱氢酶、脲酶、磷酸
酶活性的变异幅度较大 ,蛋白酶活性的变化幅度次
之 ,过氧化氢酶和蔗糖酶活性的变异较小. 从表 3 还
表 3 　供试土壤的几种酶活性
Table 3 Enzymatic activities of soil samples tested
土样编号
Soil No.
脲酶
Urease
蔗糖酶
Invertase
磷酸酶
Phosphatase
蛋白酶
Protease
脱氢酶
Dehydro2
genase
过氧化氢酶
Catalase
1 1. 07h 1. 48f 1. 51h 0. 18f 0. 02h 0. 08d
2 2. 25g 1. 64e 1. 98g 0. 20f 0. 05g 0. 11c
3 2. 75f 1. 74d 2. 89f 0. 24e 0. 08f 0. 12c
4 3. 32e 1. 88c 3. 08e 0. 29d 0. 12e 0. 14bc
5 4. 54d 1. 89c 3. 54d 0. 30d 0. 16d 0. 15ab
6 4. 87c 1. 87c 4. 23c 0. 35c 0. 21c 0. 16a
7 5. 67b 1. 98b 4. 87b 0. 38bc 0. 28b 0. 16a
8 6. 84a 2. 24a 5. 03a 0. 48a 0. 35a 0. 16a
平均值 Means 3. 91 1. 84 3. 39 0. 30 0. 16 0. 14
C. V. ( %) 48. 78 12. 40 37. 75 33. 27 72. 48 21. 693 脲酶活性单位 Urease activity unit : NH32N mg·g - 1土·24h - 1 ,37 ℃;蔗糖酶
活性单位 Invertase activity unit : Glucose mg·g - 1土·24h - 1 ,37 ℃;酸性磷酸酶
活性单位 Acid phosphatase activity unit : Phenol mg·g - 1土·24h - 1 ,37 ℃;蛋白
酶活性单位 Protease activity unit :NH22N mg·g - 1土·24h - 1 ,30 ℃;脱氢酶活性
单位 Dehydrogenase activity unit : TPF mg·g - 1土·24h - 1 ,37 ℃;过氧化氢酶活
性单位 Catalase activity unit :0. 1mol·L - 1 KMnO4 ml ,20min - 1 ;不同小写字母
间表示 SSR 检验差异达显著水平 ( P = 0. 05) The different letters indicate signif2
icant difference at P = 0. 05 level according to SSR test.
可看出 ,尾矿区土壤不同种类酶活性大小也存在较
大差异 ,各种酶活性 (脱氢酶、脲酶、酸性磷酸酶、蛋
779111 期 　　　　　　　　　　　　　　　滕 　应等 :铜尾矿污染区土壤酶活性研究 　　　　
白酶、过氧化氢酶及蔗糖酶)的平均值分别是对照土
样 (8 号土)的 45. 36 %、57. 22 %、67. 42 %、63. 12 %、
84. 38 %、82. 14 % ,其中尾矿区土壤的脱氢酶活性不
到对照土样 (8 号土)的 50 %.
　　综上所述 ,尾矿库区及其周边土壤环境的酶系
统遭致破坏 ,尾矿区土壤离尾矿库的距离越近 ,其酶
活性值则越低. 为了进一步弄清尾矿区土壤酶活性
降低的原因 ,我们将供试土壤的重金属元素含量和
基本理化性质进行了因子分析 ,得出第一主因子重
金属元素含量的方差贡献率为 82. 32 % ,表明该主
因子可反映供试土壤的整个变量系统的变异情况.
由此可见 ,导致该尾矿区土壤酶活性降低的主要影
响因子是重金属元素的含量. 这与重金属对酶产生
的抑制作用有关 ,其作用机理可能因酶分子中的活
性部位 —巯基和含咪唑的配位结合 ,形成较稳定的
络合物 ,产生了与底物的竞争性抑制作用 ,或者可能
由于重金属通过抑制土壤微生物的生长和繁殖 ,减
少体内酶的合成和分泌 ,最后导致土壤酶活性下
降[5 ,24 ] .
312 　铜尾矿区重金属复合污染与土壤酶活性间的
关系
　　在有色金属矿区 ,单一某种金属矿是很少见的 ,
一般均由几种金属共生 ,重金属污染呈复合状况. 目
前 ,用来揭示重金属复合污染与酶活性关系的研究
方法大多数采用多元回归分析法[12 ,21 ] . 因此 ,本文
以多元回归分析来拟合重金属复合污染条件下的土
壤酶活性与重金属含量之间的关系 ,其结果见表 4.
从表 4 可看出 ,在 Cu、Zn、Pb、Cd 复合污染条件下 ,
随着 Cu、Pb、Cd 复合浓度的增加 ,土壤脲酶活性降
低 ,而随 Zn 浓度的增加 ,其脲酶活性则增强 ,表明
在 Cu、Zn、Pb、Cd 元素共存的情况下 ,Cu、Pb、Cd 之
间对脲酶活性表现出一定的协同效应 ,而 Zn 与 Cu、
Pb、Cd 之间对脲酶活性表现拮抗作用. 尾矿区重金
属复合污染对脱氢酶、蛋白酶活性的影响与脲酶相
类似. 可见 ,在 Cu、Zn、Pb、Cd 复合污染条件下 ,随重
金属元素复合浓度的增加 ,它们对尾矿区土壤不同
种类酶活性表现出抑制或者刺激作用 ,但各重金属
元素对不同性质酶活性的影响系数是不一样的.
表 4 　供试土壤重金属与酶活性的多元回归分析
Table 4 Multivariate regression analysis bet ween metal contents and soil enzymatic activities
因变量
Dependent
标准化多元回归模型
Standard multivariate regression model
F P
脲酶活性 Urease activity Y = - 0 . 146 X 1 + 0 . 714 X 2 - 0 . 378 X 3 - 1 . 172 X 4 55. 58 3 0. 004
蔗糖酶活性 Invertase activity Y = 1 . 282 X 1 - 0 . 238 X 2 + 0 . 231 X 3 - 2 . 217 X 4 18. 21 0. 029
酸性磷酸酶活性 Acid phosphatase activity Y = - 2 . 902 X 1 + 2 . 314 X 2 + 0 . 115 X 3 - 0 . 485 X 4 46. 65 3 0. 005
蛋白酶活性 Protease activity Y = - 0 . 187 X 1 + 1 . 380 X 2 - 0 . 480 X 3 - 1 . 651 X 4 20. 09 3 0. 017
脱氢酶活性 Dehydrogenase activity Y = - 0 . 741 X 1 + 1 . 734 X 2 - 0 . 516 X 3 - 1 . 407 X 4 136. 53 3 3 0. 001
过氧化氢酶活性 Catalase activity Y = - 1 . 392 X 1 - 0 . 475 X 2 + 0 . 610 X 3 + 0 . 274 X 4 12. 35 0. 033
注 Note :X1、X2、X3、X4 分别代表 Cu、Zn、Pb、Cd 的全量 X1 ,X2 ,X3 and X4 is Cu ,Zn ,Pb and Cd total content ,respectively.
　　F 检验表明 (表 4) ,尾矿区重金属复合污染对
土壤脱氢酶活性的影响达极显著性水平 ;而对脲酶、
酸性磷酸酶和蛋白酶活性的影响达显著水平差异 ,
说明脱氢酶、脲酶、酸性磷酸酶和蛋白酶活性可较为
敏感地反映该尾矿区重金属复合污染状况 ,这与
Martin[20 ]等的报道结果相一致.
313 　铜尾矿区土壤总体酶活性指标
　　上述多元回归分析方法在一定程度上揭示了单
一酶活性与该尾矿区重金属复合污染的关系. 但在
自然尾矿区土壤环境中 ,不同类型的酶往往是同时
受到几种重金属的污染 ,且各种酶之间也存在着一
定的相关关系. 为了探讨土壤在多维体系中重金属
复合污染与酶活性的复杂关系. 本文受到前人成功
运用土壤总体酶活性来评价土壤肥力及量化分类可
行性的启示[23 ] ,在此采用主成分分析方法将 6 个土
壤酶活性指标转化为少数几个彼此独立的综合性酶
指标 (即总体酶活性指标) ,来指示土壤重金属复合
污染程度.
　　尾矿区供试土壤 6 种酶活性值和重金属含量的
主成分分析结果如表 5 所示. 从表 5 可看出 ,土壤酶
活性的第一主成分的方差贡献率为 95. 38 % ,第二
主成分的方差贡献率为 2. 86 % ,而第一、二主成分
的累积方差贡献率已达 98. 24 %. 根据主成分分析
原理 ,当累积方差贡献率大于 85 %时 ,即可用来代
表研究样本的变异信息. 可见用第一、二主成分这两
个综合因素 ,可反映铜尾矿区土壤样本的酶活性变
异情况 ,由主成分组成因素可知 ,第一主成分主要反
映脱氢酶、脲酶和酸性磷酸酶活性的变异信息 ;第二
主成分则主要显示蛋白酶、过氧化氢酶和蔗糖酶活
性的变异信息 ,由各类酶活性变量的权系数和特征
根计算可得到土壤酶信息系统的第一、二主成分方
程 :
　Y1 = 0 . 185 X1 + 0 . 419 X2 - 0 . 064 X3 + 0 . 656 X4
　　　+ 0. 686 X5 - 1 . 143 X6 (1)
8791 应 　用 　生 　态 　学 　报 　　　　　　　　　　　　　　　　　　14 卷
　Y2 = 0 . 049 X1 - 0 . 247 X2 + 0 . 353 X4 - 0 . 535 X4
　　　- 0. 573 X5 + 1 . 669 X6 (2)
式中 , Y1 ,2表示总体酶活性 , X1 为脲酶活性 , X2 为
蔗糖酶活性 , X3 为酸性磷酸酶活性 , X4 为蛋白酶活
性 , X5 为脱氢酶活性 , X6 为过氧化氢酶活性.
表 5 　主成分分析的特征根和方差贡献率
Table 5 Eigenvalues and percentages of PCA
土壤信息系统
Soil information
systems
项目
Items
第一主成分
PCA1
第二主
成分
PCA2
土壤酶活性 Soil 特征根 Eigenvalues 5. 723 0. 171
enzymatic activit y 方差贡献率 ( %) of variance 95. 38 2. 86
累积方差贡献率 Cumulative( %) 95. 38 98. 24
重金属含量 Soil 特征根 Eigenvalues 7. 610 0. 224
heavy metal content 方差贡献率 % of variance 95. 12 2. 80
累积方差贡献率 Cumulative ( %) 95. 12 97. 92
　　从表 5 也可看出 ,重金属的第一主成分的方差
贡献率为 95. 12 % ,第二主成分的方差贡献率为
2. 80 % ,其中第一、二主成分的累积方差贡献率已达
97. 92 %. 由各重金属元素的权系数和特征根计算可
得到土壤重金属信息系统第一、二主成分方程 :
　　M1 = 0. 513 tCu + 0. 694 t Zn + 0. 277 t Pb + 　　
　　　　0. 093tCd + 0. 282Cu - 1. 314Zn + 0. 124 　
　　　　Pb + 0. 057Cd (3)
　　M 2 = - 0. 447 tCu - 680 t Zn - 0. 146 t Pb + 　　
　　　　0. 088 tCd - 0. 152Cu + 1. 871Zn + 0. 049Pb
　　　　+ 0. 134Cd (4)
式中 ,标有“t”的变量为重金属全量 ,未标有“t”的变
量为重金属有效量.
　　将 8 个供试土壤的酶活性测定值分别代入上述
主成分方程 (1) 、(2) ,得到土壤酶活性信息系统中各
样本的主成分值 ,并由主成分值大小及各样本间距
离进行归类. 其结果将 1、2、3 号土样归为 Ⅰ类 ,即为
总体酶活性最低的区域 ;4 号归为 Ⅱ类 ,即为总体酶
活性相对较低的区域 ;5、6、7 号土样归类为 Ⅲ类 ,属
于总体酶活性较高的区域 ;8 号属于 Ⅳ类 ,属于总体
酶活性最高的区域. 同样 ,将 8 个供试土壤的重金属
含量分别代入上述主成分方程 (3) 、(4) ,得到土壤重
金属信息系统中各样本的主成分值 ,并由主成分值
大小及各样本间距离进行归类 ,其结果将 1、2 号土
样归为 Ⅰ类 ,即为重金属污染严重区域 ;3、4 号归为
Ⅱ类 ,即为重金属污染中度区域 ;5、6、7 号土样归为
Ⅲ类 ,属于重金属污染轻度区域 ;8 号为 Ⅳ类 ,属于
无重金属污染区域. 根据以上土壤酶信息系统和重
金属信息系统的分类结果比较可知 ,除 3 号土壤在
土壤酶信息中归为 Ⅰ类 ,土壤重金属信息系统归为
Ⅱ类外 ,其它 7 个供试土壤的两个土壤信息系统的
隶属关系相一致 ,也就是说 ,重金属污染程度较为严
重的土壤 ,其总体酶活性则相应较低 ,反之 ,重金属
污染程度较轻的土壤 ,总体酶活性值则较高. 这一结
果表明 8 个供试土壤以总体酶活性值进行的分类结
果与以重金属实际污染状况得出的分类结果基本一
致.可见 ,在类似尾矿区的特定生境下 ,土壤总体酶
活性可以表征土壤重金属复合污染状况 ,可作为评
价重金属污染土壤环境质量的生物学指标.
4 　结 　　论
411 　哩浦铜矿尾矿区及其周边土壤环境受到不同
程度的 Cu、Zn、Pb、Cd 污染 ,且随着离尾矿库区距离
的减少 ,其污染程度明显提高.
412 　与非矿区土壤相比 ,尾矿区几种土壤酶活性均
受到一定程度的抑制 ,且离尾矿库区距离越近 ,其酶
活性则相应越低 ,其中单一的脱氢酶、酸性磷酸酶以
及蛋白酶活性的降低较为明显.
413 　用主成分分析方法建立的土壤总体酶活性指
标能较好地反映该尾矿区土壤重金属复合污染状
况 ,可作为尾矿区土壤环境质量评价及量化分类的
有效指标.
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作者简介 　滕 　应 ,男 ,1974 年生 ,博士研究生 ,主要从事重
金属污染土壤生态环境及修复研究. 发表论文 6 篇. Tel :
0571286022627. E2mail :zdtengying @zju. edu. cn
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