全 文 ：中国生态农业学报 2012年 9月 第 20卷 第 9期
Chinese Journal of Eco-Agriculture, Sep. 2012, 20(9): 1236−1242


* 国家自然科学基金项目(20477032)、国家科技支撑计划项目(2007BAD87B10)和现代农业产业技术体系建设专项(Nycytx-35-gw16)资助
** 通讯作者: 徐卫红(1969—), 女, 博士, 教授, 主要研究方向为植物营养与生态环境。E-mail: xuwei_hong@163.com
韩桂琪(1985—), 男, 硕士研究生, 主要研究方向为植物营养与生态环境。E-mail: hanguiqi@163.com
收稿日期: 2012-04-11 接受日期: 2012-06-11
DOI: 10.3724/SP.J.1011.2012.01236
重金属 Cd、Zn、Cu和 Pb复合污染对土壤
生物活性的影响*
韩桂琪1 王 彬1 徐卫红1** 王慧先1 张海波1 刘 俊1
张明中1 周 坤1 熊治庭2
(1. 西南大学资源环境学院 重庆 400715; 2. 武汉大学资源环境学院 武汉 430079)
摘 要 通过野外土样采集及室内培养试验(25 ℃), 研究了云南东川铜矿区土壤酶和微生物特征, 以及模拟
重金属 Cd、Zn、Cu、Pb复合污染对土壤微生物和酶活性的影响。结果表明, 矿区土壤(距矿口 0~800 m)重金
属污染严重, Pb、Cd、Zn、Cu全量和有效含量是对照土壤(距矿口 10 000 m)的 3.7~141.0倍和 2.2~773.2倍; 距
矿口越近, 土壤有机质、有效氮、有效磷和速效钾含量及土壤 pH亦越低, 土壤酶活性和土壤微生物数量、微
生物生物量碳和氮受到的抑制程度也显著增强。与对照土壤相比, 距矿口 0~800 m 的土壤蔗糖酶、脲酶、酸
性磷酸酶、过氧化氢酶和脱氢酶活性分别降低 25.5%~47.3%、22.6%~74.2%、30.9%~83.1%、16.7%~69.1%和
34.6%~92.3%; 细菌、放线菌和真菌数量分别较对照下降 30.5%~80.1%、8.1%~49.9%和 3.3%~8.3%。土壤酶中
的酸性磷酸酶和过氧化氢酶, 土壤微生物中的细菌对重金属污染较为敏感。恒温(25 ℃)培养试验中, 低量的
Cd、Zn、Cu、Pb复合污染刺激了土壤酶活性和细菌、真菌、放线菌、微生物生物量碳和氮的数量, 但高量的
Cu、Zn、Pb、Cd 复合污染使土壤酶活性、细菌、真菌、放线菌、微生物生物量碳和氮均显著下降。重金属
Cd、Zn、Cu、Pb之间存在着一定的协同或拮抗作用, Cd、Zn、Cu和 Pb之间在微生物生物量碳和氮上表现出
明显的协同效应, Pb与 Cd、Zn、Cu对细菌数量的复合效应机制为拮抗效应, Cd、Zn、Cu和 Pb对真菌数量和
放线菌数量的复合效应机制表现为协同效应和拮抗效应并存。
关键词 重金属复合污染 土壤微生物 土壤酶 土壤养分 田间调查 室内培养
中图分类号: X131 文献标识码: A 文章编号: 1671-3990(2012)09-1236-07
Effects of heavy metal compound contamination of Cd, Zn, Cu and
Pb on soil biological activity
HAN Gui-Qi1, WANG Bin1, XU Wei-Hong1, WANG Hui-Xian1, ZHANG Hai-Bo1, LIU Jun1,
ZHANG Ming-Zhong1, ZHOU Kun1, XIONG Zhi-Ting2
(1. College of Resources and Environmental Sciences, Southwest University, Chongqing 400715, China;
2. College of Resources and Environmental Sciences, Wuhan University, Wuhan 430079, China)
Abstract Soil microbial indicators and enzyme activity in Dongchuan copper mining wasteland of Yunnan Province were com-
paratively studied in laboratory with collected field samples. Incubation experiment was also conducted to investigate the influence
of combined heavy metal pollution of cadmium, copper, zinc and lead on soil microbial indicators and soil enzyme activity. The
results indicated that soil organic matter, available nitrogen (N), phosphorus (P) and potassium (K), and pH significantly decreased
with decreasing distance of soil sampling points from the mines. Enzyme activity, microbial quantity, microbial biomass carbon (C)
and N also decreased with decreasing distance of soil sampling points from the mines. Compared to the control (10 000 m from the
mines), sucrase, urease, acid phosphatase, catalase and dehydrogenase activities along with amounts of bacteria, actinomyces and
fungi in collected soil samples at 0~800 m from mine decreased by 25.5%~47.3%, 22.6%~74.2%, 30.9%~83.1%, 16.7%~69.1%,
34.6%~92.3%, 30.5%~80.1%, 8.1%~49.9% and 3.3%~8.3%, respectively. Whereas microbial biomass C and N decreased by
第 9期 韩桂琪等: 重金属 Cd、Zn、Cu和 Pb复合污染对土壤生物活性的影响 1237


23.7%~66.2% and 31.8%~74.7%, respectively, while microbial biomass carbon to nitrogen ratio increased with decreasing distance
from the mines. Soil Organic matter, available N, P and K significantly decreased probably due to significant reductions in soil
enzymatic activity, microbial amount, microbial biomass C and N. Compared with other indicators, soil phosphatase and catalase
activity along with soil bacteria population were more sensitive to the degree of heavy metal pollution. Under incubation experiment
at 25 ℃, soil enzyme activity, microbial population, and microbial biomass C and N were enhanced by combined pollution of low
Cd, Zn, Cu and Pb. This, however, obviously decreased under combined pollution of high Cd, Zn, Cu and Pb. There were synergistic
and antagonistic effects among Cd, Zn, Cu and Pb. While synergistic effects between Pb and Cd, Zn or Cu were related to microbial
biomass C and N, antagonistic effects between Pb and Cd, Zn or Cu were related to bacteria population. Synergistic effects coexisted
with antagonistic effects between Pb and Cd, Zn, Cu in relation to fungi and actinomyces populations, respectively.
Key words Combined heavy metal pollution, Soil microbe, Soil enzyme, Soil nutrient, Field investigation, Laboratory
incubation
(Received Apr. 11, 2012; accepted Jun. 11, 2012)
在自然生态系统中, 重金属污染主要以复合污
染存在。土壤生态系统中的重金属复合污染具有多
样性、复杂性等特点[1]。重金属复合污染不仅严重
危害植物生长, 而且对土壤酶活性、土壤微生物生
长和代谢产生明显不良影响。近年来, 国内外学者
就重金属复合污染的土壤生物、生态效应作了大量
研究工作, 并在重金属复合污染土壤微生物学评价
中取得一定的研究成果[2−4]。刘登义等[5]的研究结果
显示, 土壤各种酶活性与重金属复合污染程度呈显
著负相关(r>−0.868)。Wang等[6]研究了铜冶炼厂附近
受重金属污染的土壤酶活性和微生物群落结构的变
化, 结果表明土壤微生物数量和酶活性受到严重抑
制。由于在自然条件下, 土壤微生物及酶活性受植
被、季节、灌溉、耕作、重金属种类和含量等因素
的影响, 研究报道结果差异较大, 甚至存在一些相
反报道[7]。本文采用野外重金属矿区土壤采集分析
与室内恒温培养试验相结合, 研究了重金属Cd、Zn、
Cu、Pb复合污染下土壤酶活性和微生物特征, 为重
金属复合污染土壤的生物效应、土壤环境质量评价
及建立有效的土壤重金属污染预警指标体系提供理
论依据。
1 材料与方法
1.1 矿区土壤样品的采集
东川是云南省昆明市所辖五区之一, 东临会泽,
南接寻甸, 西连禄劝, 北与四川省会东县隔金沙江
相望, 北纬 26°06′ , 东经 103°12′。东川矿产资源丰
富, 为我国六大产铜基地之一。调查的铜矿区海拔
为 1 473 m, 年平均气温 16.2 , ℃ 年平均降水量为
876.5 mm。矿区主要植被为马尾松(Pinus massonian)、
水冬瓜(Alnus nepalensi)、芸香草(Cymbopogon dis-
tans)等。矿区周围土体比较疏松 , 水蚀风蚀严重 ,
60%表面裸露。土壤类型为发育于风化残坡积物的
红黄壤。
在东川铜矿区, 以距离矿口不同距离设置采样
带, 土壤编号分别为 1~4号: 1号为矿区矿口土壤; 2
号为距矿口 100~200 m处土壤, 主要为废矿堆; 3号
为距矿口 800 m处土壤, 有极少量散落的矿渣存在;
4号为距离矿区 10 000 m的无污染区土壤, 作为对
照。每个采样带选取 6个点, 取 0~20 cm土层, 然后
将 6个样点土混合, 放于塑料布上, 摊平, 采用四分
法取 2 kg混合土样分装于无菌封口塑料袋内, 贴好
记录标签。样品立即带回实验室, 部分新鲜土样置
于 0~4 ℃冰箱内保存, 以供土壤微生物活性指标分
析; 另一部分土样于室内自然风干、研磨、过筛, 以
供土壤酶活性及土壤基本理化性质测定。矿区土壤
基本理化性质见表 1。
1.2 恒温培养试验
1.2.1 供试土壤
供试土壤为中性紫色土, 系侏罗系沙溪庙组紫
色沙页岩母质上发育而来的灰棕紫泥, 采自重庆市
北碚区西南大学资源环境学院农场。土壤有机质、
全氮、全磷和全钾分别为 12.6 g·kg−1、1.137 g·kg−1、
0.52 g·kg−1和 22.6 g·kg−1, 碱解氮、有效磷和速效钾
分别为 79.6 mg·kg−1、12.1 mg·kg−1和 95.9 mg·kg−1,
阳离子交换量(CEC)为 15.2 cmol·kg−1, pH 6.4。土壤
重金属 Cd、Zn、Cu和 Pb全量为 0.63 mg·kg−1、128.3
mg·kg−1、31.3 mg·kg−1和 58.6 mg·kg−1, Cd、Zn、Cu
和 Pb 的有效态含量分别为 0.01 mg·kg−1、1.01
mg·kg−1、1.07 mg·kg−1和 1.05 mg·kg−1。
1.2.2 试验方案
将所采取的土壤除去植株残体、砾石等, 取过
2~3 mm筛的土, 称相当于干土重200 g左右装入小
塑料杯中, 重金属Cu、Zn、Pb、Cd以醋酸盐的形式
溶解后施入土中, 搅拌均匀, 用透气塑料薄膜封口,
放到恒温(25 ℃)培养箱中培养30 d, 期间保持土壤
含水量在田间最大持水量的40%~60%, 每隔3 d检查
1次, 并用称重差量法调节土壤水分。取土时将土倒
1238 中国生态农业学报 2012 第 20卷


出充分混匀, 按四分法取样, 一部分鲜样保存在0~4
℃冰箱内供测微生物活性用, 一部分风干后, 研磨、
过筛供测定酶活性用。
试验为复合因素处理(表 2), 重复 3次, 随机排列。
1.3 测定方法
土壤基本理化性质均采用土壤农化常规分析方法
测定[8]; 土壤 Cd、Zn、Cu、Pb有效含量采用 1 mol·L−1
NH4OAc浸提, Cd、Zn、Cu、Pb全量经 HNO3-HClO4
混合消化 , 原子吸收分光光度计 (Pe rk in E lmer
SIMMA 6000, Norwalk, USA)测定[9]。蔗糖酶活性采
用 3,5-二硝基水杨酸比色法测定[10], 脲酶活性采用
靛酚蓝比色法测定[10], 酸性磷酸酶活性采用磷酸苯
二钠比色法测定[10], 过氧化氢酶采用高锰酸钾滴定
法测定 [10], 脱氢酶采用三苯基四氮唑氯化物(TTC)
比色法测定[10]。土壤微生物生物量碳采用氯仿熏蒸-
K2SO4浸提, TOC-500 自动分析仪(Shimadu, Kyoto,
Japan)测定[11]; 土壤微生物生物量氮采用氯仿熏蒸-
K2SO4浸提, 凯氏定氮法测定[11]。土壤细菌、放线菌、
真菌采用稀释平板法进行计数[12]。
1.4 统计分析方法
所列数据为3次重复的测定值, 数据采用SPSS 16.0
软件进行统计分析。
2 结果与分析
2.1 矿区土壤污染状况
矿区土壤主要重金属含量见表 3。由表 3 可看
出, 距矿口不同距离的土壤重金属全量和有效含量
差异达到显著水平, 表现为 0 m>100~200 m>800 m>
10 000 m(对照)。矿区(距矿口 0~800 m)土壤 Cd、Zn、
Cu 和 Pb 全量分别是对照(距矿口 10 000 m)土壤的
16.2~39.3倍、3.7~11.4倍、9.3~91.6倍和 26.7~141.0
倍, Cd、Zn、Cu 和 Pb 的有效含量分别是对照土壤
的 11.5~90.5倍、2.2~6.4倍、10.6~51.6倍和 169.2~
773.2倍。在距矿口 200 m范围内, 土壤重金属元素

表 1 试验矿区土壤基本理化性质
Table 1 Soil basic properties in the studied mining wasteland
离矿口距离
Distance from mine (m)
pH CEC cmol(+)·kg−1
有机质
Organic matter (g·kg−1)
碱解氮
Available N (mg·kg−1)
有效磷
Available P (mg·kg−1)
速效钾
Available K (mg·kg−1)
0 4.95±0.21c 9.57±0.54b 4.5±0.35d 50.5±2.56c 5.3±0.28c 65.6±4.95c
100~200 5.74±0.09b 11.37±0.76a 6.0±0.42c 57.7±1.71bc 9.5±0.77b 77.9±3.23b
800 6.73±0.37a 11.29±0.68a 10.4±0.95b 61.7±4.12b 10.3±0.81ab 85.4±1.62ab
10 000 6.90±0.45a 11.25±0.53a 15.6±0.87a 87.5±4.89a 10.7±0.65a 88.9±5.15a
土壤机械组成 Soil mechanical composition (%) 离矿口距离
Distance from mine (m) >0.25 mm 0.25~0.01 mm 0.01~0.005 mm 0.005~0.001 mm <0.001 mm
0 21.2±1.07ab 17.7±0.65b 15.7±1.67c 19.3±2.76b 26.1±3.25a
100~200 20.5±2.43b 19.1±2.31a 12.7±1.08d 19.5±1.58b 18.2±1.49b
800 23.1±3.19a 17.6±2.09b 19.1±0.79b 10.6±0.78c 19.6±2.98b
10 000 8.8±0.94c 20.2±3.98a 25.3±3.27a 24.6±3.43a 11.1±0.85c
同列不同小写字母表示 P<0.05水平差异显著, 下同。Different small letters in the same column indicate significant difference among dif-
ferent distances from mine at 0.05 levels. The same as below.

表 2 室内恒温培养试验重金属复合污染处理方案
Table 2 Dosages of heavy metals in combined pollution experiment under constant temperature incubation in laboratory mg·kg−1
处理 Treatment 重金属
Heavy metal 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16
Cd 7.5 7.5 7.5 7.5 7.5 7.5 7.5 42.5 42.5 42.5 42.5 42.5 0 25 25 25
Zn 150 150 150 650 150 650 650 150 650 150 150 650 400 0 400 400
Cu 75 75 325 75 325 325 75 75 75 325 75 325 300 300 0 300
Pb 150 650 150 150 650 150 650 150 150 150 650 650 400 400 400 0
表中数据为各重金属醋酸盐的添加量 The data are the additive amount of heavy metal acetate.

表 3 试验矿区距矿口不同距离土壤重金属含量
Table 3 Heavy metals contents of soils at different distances from mine in the studied mining wasteland
重金属全量 Total content of heavy metal (mg·kg−1) 有效重金属含量 Available content of heavy metal (mg·kg−1)离矿口距离
Distance from mine (m) Cd Zn Cu Pb Cd Zn Cu Pb
0 23.6±3.57a 1 457.9±38.43a 2 538.7±67.23a 2 058.7±57.72a 1.81±0.09a 150.7±9.76a 371.6±3.62a 386.6±8.34a
100~200 17.5±2.42b 997.3±12.97b 1 529.5±42.87b 1 454.3±35.54b 1.27±0.15b 129.3±4.12b 241.4±7.76b 298.5±4.78b
800 9.7±0.56c 468.4±10.41c 258.4±7.68c 389.4±9.12c 0.23±0.05c 51.4±2.09c 76.2±1.59c 84.6±3.09c
10 000 0.6±0.07d 128.3±8.92d 27.7±1.48d 14.6±1.05d 0.02±0.00d 23.7±0.76d 7.2±0.05d 0.5±0.02d
第 9期 韩桂琪等: 重金属 Cd、Zn、Cu和 Pb复合污染对土壤生物活性的影响 1239



全量顺序为 Cu>Pb>Zn>Cd; 在距矿口 800 m范围内,
土壤重金属有效含量顺序为 Pb>Cu>Zn>Cd。
2.2 矿区土壤重金属污染对土壤酶活性的影响
由表 4 可知, 矿区距矿口不同距离的土壤酶活
性存在显著差异, 供试 5 种土壤酶的活性均以矿口
最低 , 且随着距离的增加 , 酶活性增加 , 以距矿口
10 000 m(对照)土壤的各种酶活性达到最大。与对照
土壤相比, 距矿口 0~800 m 的土壤蔗糖酶、脲酶、
酸性磷酸酶、过氧化氢酶和脱氢酶分别减少 25.5%~
47.3%、22.6%~74.2%、30.9%~83.1%、16.7%~69.1%
和 34.6%~92.3%。
2.3 矿区土壤重金属污染对微生物活性的影响
从表 5 可看出, 随着离矿区口的距离增加, 土
壤中的微生物数量也增加。与对照土壤 (距矿口
10 000 m)相比, 距矿口 0~800 m的土壤细菌、放线菌
数量有明显差异, 其中细菌、放线菌数量分别下降
30.5%~80.1%、8.1%~49.9%, 但真菌的数量变幅不大,
只下降 3.3%~8.3%, 并且数量上细菌>放线菌>真菌。
与对照相比 , 矿区土壤微生物总数下降 29.1%~
77.4%。矿区土壤微生物生物量碳和氮随距矿口距离
的减小, 表现出逐渐减弱趋势。与对照相比, 土壤微
生物生物量碳和氮分别下降 23.7%~66.2%和 31.8%~
74.7%, 而微生物生物量 C/N则逐渐升高。
2.4 恒温培养试验下 Cd、Zn、Cu、Pb复合污染对
土壤酶活性的影响
由表 6 可见, 恒温(25 ℃)培养条件下, 与对照
相比, 重金属 Cu、Zn、Pb、Cd复合污染(除处理 4、
6 和 7 脲酶活性外)使土壤酶活性都显著降低。随着

表 4 试验矿区距矿口不同距离的土壤酶活性
Table 4 Enzymes activities of soils at different distances from mine in the studied mining wasteland
离矿口距离
Distance to mine (m)
蔗糖酶 Sucrase
[mg(0.1 mol·L−1Na2S2O3)·g−1]
脲酶 Urease
[mg(NH4+-N)·g−1]
酸性磷酸酶
Acid phosphatase
[mg(P2O5)·g−1]
过氧化氢酶 Catalase
[mL(0.1 mol·L−1KMnO4)·g−1]
脱氢酶
Dehydrogenase
[mg(TPF)·g−1]
0 0.29±0.02a 0.08±0.01a 1.54±0.14a 0.39±0.02a 0.02±0a
100~200 0.33±0.02ab 0.15±0.02b 2.95±0.17b 0.64±0.02b 0.04±0b
800 0.41±0.03b 0.24±0.02c 6.31±0.17c 1.05±0.07c 0.17±0.01c
10000 0.55±0.03c 0.31±0.02d 9.13±0.23d 1.26±0.07d 0.26±0.01d

表 5 试验矿区距矿口不同距离土壤微生物主要特征
Table 5 Microbial indicators of soils at different distances from mine in the studied mining wasteland
微生物数量Microbial quantity 离矿口距离
Distance from
mine (m)
细菌 Bacteria
(×107cfu·g−1)
真菌 Fungus
(×105cfu·g−1)
放线菌Actinomycetes
(×106cfu·g−1)
微生物总数
Total microbial
number (×107cfu·g−1)
微生物生物量碳
Microbial biomass C
(mg·kg−1)
微生物生物量氮
Microbial biomass N
(mg·kg−1)
微生物 C/N
C/N ratio of
microbial biomass
0 0.275±0.013d 0.277±0.012a 0.447±0.021c 0.332±0.019c 69.7±3.4d 8.5±0.8d 8.20±0.32a
100~200 0.412±0.017c 0.281±0.013a 0.693±0.025b 0.484±0.017c 82.6±3.7c 10.4±0.8c 7.94±0.21a
800 0.958±0.019b 0.292±0.013a 0.821±0.024a 1.043±0.027b 157.4±5.1b 22.9±1.1b 6.87±0.31b
10000 1.379±0.019a 0.302±0.012a 0.893±0.027a 1.471±0.029a 206.2±5.9a 33.6±1.3a 6.14±0.25b

表 6 恒温培养试验中重金属复合污染对土壤酶活性的影响
Table 6 Enzymes activities in soil contaminated with mixed heavy metals under constant temperature incubation in laboratory
处理
Treatment
蔗糖酶 Sucrase
[mg(0.1 mol·L−1Na2S2O3)·g−1]
脲酶 Urease
[mg(NH4+-N)·g−1]
酸性磷酸酶
Acid phosphatase [mg(P2O5)·g−1]
过氧化氢酶 Catalase
[mL(0.1 mol·L−1KMnO4)·g−1]
脱氢酶 Dehydrogenase
[mg(TPF)·g−1]
对照 CK 0.90±0.04a 0.27±0.03a 11.82±0.89a 1.24±0.07a 0.14±0.02a
1 0.72±0.03b 0.21±0.03b 8.07±0.83b 0.92±0.08b 0.11±0.02ab
2 0.57±0.04c 0.11±0.01c 4.06±0.68c 0.88±0.04b 0.07±0.01c
3 0.59±0.03c 0.13±0.03c 4.19±0.49c 0.77±0.06bc 0.06±0.02c
4 0.54±0.05c 0.29±0.05a 6.27±0.63bc 0.77±0.07bc 0.12±0.02ab
5 0.55±0.03c 0.12±0.03c 4.03±0.52c 0.79±0.08bc 0.06±0.01c
6 0.54±0.03c 0.26±0.07a 6.29±0.68bc 0.71±0.07bc 0.10±0.01ab
7 0.57±0.04c 0.26±0.04a 6.21±0.61bc 0.79±0.09bc 0.09±0.01b
8 0.31±0.03d 0.08±0.01d 3.87±0.39c 0.45±0.08c 0.03±0.01d
9 0.28±0.02d 0.22±0.03b 4.31±0.57c 0.44±0.07c 0.08±0.02c
10 0.28±0.03d 0.08±0.01d 3.37±0.47c 0.47±0.05c 0.02±0.01d
11 0.29±0.03d 0.09±0.01d 3.29±0.68c 0.52±0.07c 0.02±0.02d
12 0.21±0.04d 0.21±0.03b 3.81±0.37c 0.48±0.08c 0.07±0.01c
13 0.43±0.05c 0.23±0.03b 4.78±0.61c 0.87±0.09b 0.12±0.04ab
14 0.34±0.02d 0.07±0.01d 3.74±0.46c 0.48±0.03c 0.02±0.01d
15 0.31±0.03d 0.21±0.02b 3.97±0.65c 0.55±0.07c 0.10±0.03b
16 0.33±0.03d 0.19±0.03b 3.89±0.27c 0.47±0.06c 0.09±0.03b
1240 中国生态农业学报 2012 第 20卷



Cd浓度的升高, 蔗糖酶活性显著下降, 而 Cu、Zn、
Pb 虽然对蔗糖酶活性产生一定的抑制作用, 但随着
其重金属浓度的增加, 蔗糖酶活性变化并不显著。
复合污染对过氧化氢酶活性的影响与蔗糖酶相似 ,
也是Cd的抑制作用最为显著, 并且随着浓度的升高,
抑制作用更加明显; 而 Cu、Zn、Pb对过氧化氢酶活
性的抑制作用并不显著, 但是当 Pb 浓度增大时, 过
氧化氢酶活性变化并不明显, 当 Pb 浓度为零时, 其
他 3种重金属复合作用使得活性最低。Cu、Zn、Pb、
Cd复合污染条件下, 随 Cu、Pb、Cd浓度的增加, 土
壤脲酶活性显著降低, 其中以Cd的抑制作用最为显
著, 而随着 Zn浓度的增加, 脲酶活性变化却不明显,
甚至还出现了轻微的升高。复合污染对脱氢酶活性
的影响与脲酶相似, 也是 Cd 的抑制作用最为显著,
其次为 Cu, 而 Zn和 Pb的抑制作用并不显著。Cu、
Zn、Pb、Cd复合污染条件下, 随着 Cu、Pb、Cd复
合浓度的增加, 土壤酸性磷酸酶活性显著下降, 其
中以 Cd 的抑制作用最为显著, Pb 次之, 而随着 Zn
浓度的增加, 酸性磷酸酶活性呈略微增长的趋势。
恒温(25 ℃)培养试验发现, 低浓度的重金属污染刺
激了土壤酶活性的增加, 但随着重金属浓度的增加,
土壤酶活性有一定程度的下降, 尤其是高浓度的重
金属污染对土壤酶活性的抑制作用非常显著。
2.5 恒温培养试验下 Cd、Zn、Cu、Pb复合污染对
土壤微生物活性的影响
由表 7可以看出, 恒温(25 )℃ 培养条件下, Cd、
Zn、Cu、Pb复合污染对土壤微生物活性的影响比较
复杂。Cd、Zn、Cu、Pb低浓度时, 细菌数量明显上
升; 随着 Cd 浓度的提高, 细菌数量迅速下降, 随着
Pb 浓度的升高, 细菌受抑制程度降低, 甚至对细菌
数量增长还有一定的刺激作用; Cd、Zn、Cu同时存
在时, 细菌受到的抑制程度最大, 说明 Cd、Zn、Cu
对细菌数量影响之间存在协同作用, 当 Pb 与 Cd、
Zn、Cu同时存在时, 对细菌的抑制程度反而比 Cd、
Zn、Cu 同时存在时要小, 说明 Pb 与 Cd、Zn、Cu
之间具有拮抗作用。真菌与细菌的变化趋势基本相
同, 但是可以明显看出, 只有随着 Cd污染水平的提
高, 真菌数量下降才达到显著水平, Cu和 Zn虽然对
真菌也有抑制作用, 但没有达到显著水平。同时, 真
菌虽然数量远远低于细菌和放线菌, 但重金属复合
污染下其数量的变化幅度相对较小。Cd、Zn、Cu、
Pb 低浓度时, 放线菌数量明显上升。随着 Cd、Pb
浓度的提高, 放线菌受到明显抑制, 并达到显著水
平, Pb的抑制率要比 Cd高, 当 Cd、Pb共同存在时,
抑制最为明显, 说明 Cd、Pb之间存在一定的协同作
用。随着 Cu、Zn浓度的提高, 放线菌受到了一定的
刺激作用, 数量有所升高, 但当 Cd、Zn、Cu、Pb共
同存在时, 放线菌受到的抑制并不明显, 放线菌数
量下降并没有达到显著水平, 显示出 Cd、Pb与 Cu、
Zn之间存在着拮抗作用。微生物生物量碳、氮的变
化趋势与放线菌的变化趋势相似。在 Cd、Zn、Cu、
Pb低浓度时, 微生物生物量碳和氮均有轻微上升。

表 7 恒温培养试验中重金属复合污染对微生物活性指标的影响
Table 7 Soil microbial indicators in soil contaminated with mixed heavy metals under constant temperature incubation in laboratory
处理
Treatment
细菌 Bacteria
(×107cfu·g−1)
真菌 Fungus
(×105cfu·g−1)
放线菌 Actinomycetes
(×106cfu·g−1)
微生物生物量碳
Microbial biomass C (mg·kg−1)
微生物生物量氮
Microbial biomass N (mg·kg−1)
对照 CK 1.638±0.24a 0.348±0.028a 0.976±0.061a 227.4±7.9a 34.7±1.6a
1 2.649±0.51d 0.382±0.039a 1.367±0.110c 231.7±3.1a 35.9±2.1a
2 1.891±0.39a 0.371±0.021a 0.703±0.031b 161.3±6.2b 25.4±1.7b
3 1.312±0.19b 0.331±0.027a 1.025±0.090a 211.9±5.1a 31.6±2.3a
4 1.273±0.27b 0.327±0.019a 1.039±0.067a 214.3±5.9a 30.9±1.1a
5 1.491±0.31a 0.341±0.016a 0.827±0.039ab 182.7±4.3ab 27.1±1.6ab
6 1.062±0.17bc 0.329±0.021a 1.138±0.140a 201.1±4.8ab 32.1±1.2a
7 1.504±0.26a 0.331±0.023a 0.821±0.053ab 186.1±3.7ab 27.3±1.8ab
8 0.743±0.11c 0.275±0.018b 0.647±0.048b 157.9±1.9b 24.8±1.3b
9 0.724±0.23c 0.263±0.021b 0.809±0.041ab 180.6±2.7ab 26.9±1.2ab
10 0.731±0.16c 0.267±0.031b 0.813±0.051ab 179.7±7.6ab 26.4±2.1ab
11 1.351±0.24b 0.289±0.017b 0.609±0.038b 142.5±6.7b 23.9±2.5b
12 1.373±0.31b 0.278±0.019b 0.961±0.046a 176.7±7.1ab 26.1±1.9ab
13 1.214±0.37b 0.327±0.024a 0.907±0.057a 186.1±5.3ab 27.4±2.4ab
14 1.024±0.26bc 0.319±0.036a 0.847±0.112ab 171.9±4.7ab 26.7±1.9ab
15 1.173±0.29b 0.315±0.013ab 0.851±0.091ab 170.7±3.6ab 26.1±1.7ab
16 0.612±0.18c 0.249±0.015b 0.918±0.037a 185.1±2.9ab 27.6±2.0ab

第 9期 韩桂琪等: 重金属 Cd、Zn、Cu和 Pb复合污染对土壤生物活性的影响 1241


3 讨论与结论
矿区土壤(距矿口 0~800 m)Pb、Cd、Zn、Cu全
量和有效量是对照土壤 (距矿口 10 000 m)的
3.7~141.0 倍和 2.2~773.2 倍, 表明矿区土壤的重金属
污染非常严重。土壤 Zn 的有效含量即使在>800 m
时也保持了较高水平, 受到距离的影响相对较小。
可见, 该地区土壤 Zn 比较丰富。本试验中, 距矿口
越近, 土壤 pH越低, 有机质、有效氮、有效磷、有
效钾含量也显著降低, 显示由于受到重金属严重污
染, 土壤肥力明显下降。
土壤酶作为土壤的组成部分, 其活性的大小可
敏感地反映土壤中生化反应发生的方向和强度, 是
探讨土壤重金属污染生态效应的重要途径之一[13]。
本试验中, 矿区土壤距矿口不同距离处的土壤酶活
性存在着显著性差异 , 供试5种土壤酶的活性均随
着距矿口距离的增加而显著下降。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 ,
或者可能是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, 最终导致酶活
性下降。此结果与刘登义等[5]、滕应等[14]报道一致。
由于土壤中蔗糖酶直接参与土壤的C素循环 , 而脲
酶直接参与土壤中含N有机化合物的转化, 其活性
强度常用来表征土壤C和N素的供应强度。而土壤酸
性磷酸酶酶促作用能加速土壤有机磷的脱P速度 ,
从而提高土壤P的有效性, 反之, 由于土壤酸性磷酸
酶活性的降低, 从而降低了矿区土壤的供P能力。本
试验中, 矿区土壤酶活性显著降低可能正是导致土
壤有机质、土壤有效氮、有效磷、有效钾含量明显
下降的重要原因。
重金属在土壤中不断累积必然会破坏土壤微生
物群落组成及其活性, 减弱土壤微生物的作用, 最
终使得土壤肥力和质量降低。土壤微生物种群组成
及数量变化可反映出重金属的污染程度。本试验中,
供试矿区土壤由于受到重金属污染, 土壤中细菌、
放线菌、真菌数量和微生物总量明显降低, 其中细
菌数量变化最大, 这也表明了细菌是三者中对重金
属最为敏感的微生物。真菌的数量变幅不大, 可能
的原因是作为初级真核生物的真菌对环境的适应力
和抗逆性要强于细菌和放线菌。随着距离矿口越近,
土壤微生物生物量碳和氮的含量均明显降低, 这与
Izquierdo等[15−18]的研究结果一致。微生物生物量碳
和氮的下降在一定程度上削弱了矿区土壤 C和 N的
周转速率和循环速率以及供 P 能力。此结果与矿区
土壤肥力特征变化趋势是一致的。
恒温(25 )℃ 培养试验发现, 低浓度的重金属污
染刺激了土壤酶活性的增加, 高浓度的重金属污染
对土壤酶活性的抑制作用非常显著。这种影响还表
现在一方面不同重金属对各种酶活性产生抑制作用
的临界浓度存在差异, 另一方面不同种类或者说不
同性质的酶类对每种重金属的敏感性也不一样。在
过氧化氢酶活性方面, Pb 与 Cu、Zn、Cd 之间表现
出一定的拮抗作用。Cu、Zn、Pb、Cd元素共存的情
况下, Cu、Pb、Cd之间对脲酶活性也表现出一定的
协同效应, 而 Zn与 Cu、Pb、Cd之间对脲酶活性则
表现出拮抗作用。对土壤酸性磷酸酶活性而言, Cu、
Pb、Cd之间存在一定的拮抗作用。
低量的 Cd、Zn、Cu、Pb 复合污染也刺激了细
菌、真菌、放线菌、微生物生物量碳和氮, 但高量
Cu、Zn、Pb、Cd复合污染也使细菌、真菌、放线菌、
微生物生物量碳和氮均显著下降。此结果与滕应[19]
的研究报道有相似之处。原因可能是微生物对重金
属毒性的敏感程度不同, 低浓度的重金属可以促进
土壤微生物的生长和繁殖, 使微生物活动变得活跃,
从而提高微生物生物量; 高浓度的重金属会导致微
生物的生长和繁殖受到抑制, 抗逆性增强, 以及微
生物种群的生存能力或竞争能力的变化, 引起种群
数量上的逐渐变化, 从而降低微生物生物量。这与
MeGrath等[20]的研究结果相一致。
本文选用两种方式(自然条件下的矿区土壤和
室内恒温培养试验模式复合污染)研究重金属 Cd、
Zn、Cu 和 Pb 复合污染对土壤生物活性的影响。结
果发现, 无论是在自然条件下或室内恒温培养条件
下, 随重金属污染程度的增加, 土壤酶活性和微生
物数量及代谢受到的抑制作用均显著增强。恒温培
养试验也发现, 重金属 Cd、Zn、Cu和 Pb之间存在
着一定的协同或拮抗作用, 表现出协同或拮抗作用
取决于重金属的种类和含量。说明土壤重金属 Cd、
Zn、Cu、Pb复合污染的效果并不是单因素污染效果
的简单叠加, 尤其在自然条件下, 复合污染对土壤
微生物及酶活性的影响不仅需要考虑重金属种类和
含量, 同时植被、季节、灌溉、耕作等外界因素也
会对研究结果造成一定的影响。因此可见, 虽然土
壤酶和微生物对重金属污染非常敏感, 但由于重金
属复合污染的复杂性, 如利用生物效应来评价重金
属复合污染土壤环境质量或建立土壤重金属污染预
警指标体系还需要做长期、深入、细致的研究, 以
探明复合污染因子之间的相互关系。
1242 中国生态农业学报 2012 第 20卷


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《中国南方果树》2013年征订启事
《中国南方果树》是农业部主管、中国农业科学院柑桔研究所主办的国家级专业性技术类期刊。全国中文核心期
刊, 第三届国家期刊奖百种重点科技期刊, 中国期刊方阵“双效”期刊, 第六届重庆市“十佳”科技期刊。主要报道我国南
方地区栽培的所有果树作物的创新性研究成果, 反映国内南方果树科技动态, 介绍新的实用技术和先进经验, 扶持培
养果树科技人才, 推动和促进我国果树学科的发展, 为我国南方果树产业发展提供技术支持。设置研究论文、研究简
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刊所刊载的研究论文和试验报告均是作者原创性高新技术或实用生产技术研究成果, 具有创新性、先进性、实用性、
时效性以及对生产管理和物流营销活动的重要指导作用, 是我国果业行业权威、实用、科学的科技传播媒介和工具性
参考资料。
本刊为双月刊, 国内外公开发行。16开本, 72页, 逢单月 20日出版。每期定价 5元, 全年 30元。全国各地邮局(所)均
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