城市化促使社会经济快速发展的同时，也伴随各种环境问题，如大气污染、土壤退化、水土流失、“热岛效应”等^[1]。目前，我国已进入城市化加速发展新阶段，城市化率高达65%，城市化导致生态问题频发，如气候变暖、森林锐减、生物多样性减少等，对人类生存和发展构成严重威胁^[2]。诸多研究表明，城市化对土壤地球化学元素循环产生影响，进而影响生态系统服务功能^[3]。土壤作为陆地生态系统的重要组成成分，是人类赖以生存的物质基础^[4]，随着城市化进程的加剧，导致森林生态系统土壤质量降低，与之相应的土壤环境要素、微生物群落及酶活性发生显著改变^[5]。

土壤酶是一类具有催化能力的蛋白质^[6]，在土壤生态系统的物质循环和能量流动中发挥着关键作用^[7]，土壤酶活性与土壤物理、化学性质密切相关。用来评估土壤有机质转化的土壤酶主要包括参与纤维素分解的水解酶(纤维素酶等)和介导关键生态系统功能(木质素降解、腐殖化和碳矿化等)的氧化酶(蔗糖酶等) ^[8]，另外参与氮(脲酶、蛋白酶等) 和磷(磷酸酶等) 循环的酶经常被用来评估不同环境下土壤氮(N) 和磷(P) 循环的潜在差异^[9]。一般而言，不同林分类型凋落物性质和凋落量不同，养分归还量也存在差异，导致林下土壤肥力各有不同，另外，我国南、北地区土壤碳(C)、N、P含量和化学计量以及pH值也不尽相同^[10]。然而，目前对土壤酶活性特征在不同林分类型间的差异认识不足，尤其是在快速城市化背景下，植被与环境因子的交互作用对土壤酶活性的影响鲜见报道。还有研究发现，城市化促使大量重金属随大气沉降及微生物摄取转化等作用进入土壤，逐渐累积并超过土壤的容纳量，进而对土壤酶活性产生影响，如脲酶、磷酸酶活性与土壤中铜(Cu)、锌(Zn)、铁(Fe)、锰(Mn) 等重金属浓度呈显著负相关关系(P < 0.05) ^[11]。

珠江三角洲城市群位于粤港澳大湾区腹地，是全球最具活力的经济区之一，其城市化强度与规模日益加剧，导致的环境问题引起学者们的广泛关注^[12]。目前，城市化对不同林分土壤酶活性的影响研究还少有报道，不同林分土壤酶活性与土壤理化性质、土壤重金属之间的关系也需要进一步研究。因此，本研究以广州市城区－近郊－乡村梯度下的马尾松林(Pinus massoniana forest，PF)、针阔混交林(mixed coniferous and broadleaf forest，MF) 和常绿阔叶林(broad-leaved evergreen forest，BF) 土壤作为研究对象，分析城乡梯度不同林分类型土壤酶活性特征，并试图揭示土壤理化性质、土壤重金属与土壤酶活性之间的关系，以期为珠三角地区生态环境的可持续管理提供理论支撑。

研究区位于东经112°45′~113°50′，北纬21°31′~23°10′，坐落在北回归线以南。该区域气候属南亚热带湿润季风气候，四季不分明，夏、秋多台风；年平均气温19.5~21.9 ℃，年平均日照时间2 000 h；旱、雨季分明(雨季在4—9月，旱季在10—3月)且降雨充沛(年平均降水量1 380~1 927 mm)。研究区土壤母质以花岗岩为主，土壤类型为黄红壤。样地的详细信息参阅文献[13]。

采用FANG et al^[14]对城乡梯度的划分方法，以广州市中心为中心，将研究区域分成城区、近郊、乡村3个梯度。在各梯度中均选取马尾松林、针阔混交林、常绿阔叶林3种林分类型，每种林分类型各设置3个30 m×40 m样地，在每个样地中随机选择3个10 m×10 m的样方进行采样，共计81个样方。

2020年12月，按照“S”形进行5点采样，首先清除地表枯落物和动植物残体等杂质，然后在每个样方挖取5个剖面，用土钻采集每个剖面的表层(0~10 cm) 土壤样品，并将同一个样方土样混合为1份土壤样品。土壤样品混合均匀后分成两部分，一部分土壤过2 mm筛后装入布袋，并置于4 ℃冰箱保存，用于测定土壤酶活性；另一部分土壤自然风干后测定土壤理化性质。通过环刀法采集土样，用于土壤含水率的测定。

土壤理化性质的测定参照《土壤农化分析》中提到的方法^[15]：通过pH计(PHS-3C型) 测定土壤pH值；采用重铬酸钾外加热法测定土壤有机质(soil organic matter，SOM) 含量；通过凯氏定氮法测定全氮(total nitrogen，TN) 含量；采用硫酸高氯酸消煮-钼锑抗紫外分光光度法测定全磷(total phosphorus，TP) 含量；阳离子交换量(cation exchange capacity，CEC) 测定采用乙酸铵交换法；土壤质地测定采用比重计速测法；采用烘干称重法测定土壤含水率。

土壤重金属元素测定的预处理采用电热板消解法：称取土壤样品放入聚四氟乙烯消解罐中，用HNO₃-HClO₄-HF进行消解后转移至容量瓶定容后待测，利用原子吸收分光光度计火焰法测定Cu、Zn、铅(Pb) 的含量；石墨炉法测定镉(Cd) 的含量。过氧化氢酶(catalase，CAT) 活性用高锰酸钾滴定法测定；酸性磷酸酶(acid phosphatase，AP) 活性用磷酸苯二钠比色法测定；脲酶(urease，URE) 活性用苯酚钠－次氯酸钠比色法测定；脱氢酶(dehydrogenase，DH) 活性用氯化三苯基四氮唑比色法测定^[16]。每个样品重复测量3次，所用试剂均为优级纯，采用国家标准样品进行质控，相对偏差(relative standard deviation，RSD) < 10%。

采用单因子污染指数法和内梅罗污染指数法对城乡梯度不同森林类型土壤重金属污染状况进行评价。单因子污染指数直接反映某一重金属在土壤样品中的污染水平，内梅罗污染指数能更全面地体现各个重金属对土壤样品的综合作用。单因子污染指数、综合污染指数(内梅罗污染指数) 计算公式如下：

式中：P_i为污染物i的单因子污染指数；C_i为污染物i的实测浓度(mg · kg^-1)；S_i为污染物i的土壤环境质量标准值(mg · kg^-1)。

式中：P_S为综合污染指数；$ \bar{P}_i$为污染物i在土壤中的单因子污染指数平均值；P_i，max为污染物i在土壤中的单项污染指数最大值。

基于单因子污染指数和综合污染指数的土壤重金属污染分级见表 1。

采用Excel 2010和SPSS 26.0软件对土壤酶活性、理化性质和重金属数据进行统计分析，并用Origin 2019软件制图。采用单因素方差分析(one-way analysis of variance，one-way ANOVA) 探讨城乡梯度不同林分类型的土壤酶活性、理化性质和重金属的特征分布；利用Pearson相关分析探讨土壤酶活性与理化性质和重金属之间的相关性；并通过Canoco 5.0软件进行冗余分析，进一步探究土壤酶活性的主要影响因子。图、表中数据均为平均值±标准差，n=9。

由图 1可知，马尾松林土壤AP、URE活性的变化趋势一致，均表现为近郊>乡村>城区，且近郊土壤AP活性显著高于城区(P < 0.05)；针阔混交林土壤CAT、URE、DH活性的变化趋势一致，均表现为近郊>乡村>城区，且近郊土壤CAT、URE活性显著高于城区(P < 0.05)；常绿阔叶林土壤AP、URE、DH活性的变化趋势一致，均表现为近郊>城区>乡村，且近郊土壤AP、URE、DH活性均显著高于其它两种梯度(P < 0.05)。总体上，除了马尾松林土壤CAT、DH活性外，近郊土壤酶活性在城乡梯度中具有最大值。

注：不同小写字母表示同一梯度不同林分间存在显著差异(P < 0.05)；不同大写字母表示同一林分不同梯度间存在显著差异(P < 0.05)。 Note: different lowercase letters indicate significant differences between stand types in the same gradient with the same factor (P < 0.05), different capital letters indicate significant differences between forest gradients in the same type with the same factor (P < 0.05). 图 1 城乡梯度不同林分类型土壤酶活性特征 Fig. 1 Soil enzyme activities under urban-rural gradients of different stand types

图选项

由表 2可知，城区和近郊土壤SOM、TN、TP含量为马尾松林 < 针阔混交林 < 常绿阔叶林，且城区常绿阔叶林和针阔混交林土壤TP含量无显著性差异，除此之外, 常绿阔叶林与其它两种林分间均呈显著性差异(P < 0.05)。乡村针阔混交林土壤SOM含量显著低于马尾松林和常绿阔叶林(P < 0.05)，其土壤TN、TP含量为马尾松林>针阔混交林>常绿阔叶林，与城区和近郊土壤的变化规律相反。城区、近郊、乡村针阔混交林土壤CEC均显著低于常绿阔叶林(P < 0.05)。城区、近郊、乡村针阔混交林土壤黏粒含量显著低于其它两种林分(P < 0.05)；城区和近郊土壤粉粒含量为马尾松林 < 针阔混交林 < 常绿阔叶林，而乡村马尾松林土壤粉粒含量显著高于其它两种林分(P < 0.05)；城区、近郊、乡村针阔混交林土壤砂粒含量显著高于其它两种林分(P < 0.05)。城区和近郊常绿阔叶林土壤含水率显著高于其它两种林分(P < 0.05)，而乡村针阔混交林土壤含水率显著低于其它两种林分(P < 0.05)。城区、近郊、乡村3种林分土壤pH值分别为4.23~4.52、4.29~4.84、4.31~4.72，仅城区马尾松林和常绿阔叶林间土壤pH值无显著性差异。

从表 3可见，城区3种林分土壤Cu、Zn、Pb、Cd的含量范围分别为1.62~10.63、22.12~61.26、0.97~61.99、0.01~0.04 mg · kg^-1, 其中，马尾松林土壤Zn含量与其它两种林分间存在显著性差异(P < 0.05)，针阔混交林土壤Pb含量与其它两种林分间存在显著性差异(P < 0.05)。

近郊3种林分土壤Cu、Zn、Pb、Cd的含量范围分别为2.94~7.40、33.18~108.72、7.91~25.73、0.02~0.07 mg · kg^-1, 其中，常绿阔叶林土壤Cu含量与其它两种林分间存在显著性差异(P < 0.05)，马尾松林土壤Pb、Cd含量与其它两种林分间存在显著性差异(P < 0.05)。

乡村3种林分土壤Cu、Zn、Pb、Cd的含量范围分别为4.42~44.97、19.59~72.41、12.66~112.30、0.05~0.31 mg · kg^-1, 其中，土壤Cu含量在3种林分间均存在显著性差异(P < 0.05)，针阔混交林土壤Zn、Cd含量与其它两种林分间存在显著性差异(P < 0.05)。

土壤Cu、Zn、Pb、Cd的P_i均小于0.700，污染程度处于安全水平(表 4)。此外，通过综合污染指数(P_S) 发现，马尾松林和常绿阔叶林土壤重金属污染程度均呈乡村>城区>近郊的趋势，而针阔混交林土壤重金属污染程度呈城区>乡村>近郊的趋势，可见3种林分中近郊土壤受重金属影响最轻。

城乡梯度不同林分土壤酶活性与理化性质和重金属的相关性见图 2。土壤CAT活性与SOM、TN含量呈显著正相关(P < 0.05)；土壤AP活性与pH值及SOM、TN、TP、Pb含量呈显著正相关(P < 0.05)；土壤URE活性与TP含量呈显著正相关(P < 0.05)，与Cu含量呈显著负相关(P < 0.05)；土壤DH活性与含水率、Cd含量呈显著正相关(P < 0.05)。

	注：*表示显著相关(P < 0.05)；* *表示极显著相关(P < 0.01)。 Note : *indicates significant influence (P < 0.05), * * indicates extremely significant influence (P < 0.01). 图 2 城乡梯度不同林分类型土壤酶活性与理化性质和重金属的相关性 Fig. 2 Relationship between soil enzyme activities, physicochemical properties and heavy metal content under urban-rural gradients of different stand types
图选项

城区4种土壤酶活性在第Ⅰ轴和第Ⅱ轴的解释量分别为51.45%和11.44% [图 3(a)]，其中，SOM含量(F=14.1；P=0.002)、pH值(F=5.9；P=0.004)、黏粒含量(F=5.2；P=0.004) 是土壤酶活性的主要影响因子，解释率分别为36.1%、12.6%、9.5%。近郊4种土壤酶活性在第Ⅰ轴和第Ⅱ轴的解释量分别为57.52%和15.18% [图 3(b)]，其中，含水率(F=19.9；P=0.002)、pH值(F=12.9；P=0.002)、TN含量(F=3.1；P=0.024) 是土壤酶活性的主要影响因子，解释率分别为44.3%、19.5%、4.3%。乡村4种土壤酶活性在第Ⅰ轴和第Ⅱ轴的解释量分别为42.88%和23.41% [图 3(c)]，其中，SOM含量(F=9.8；P=0.002)、CEC (F=7.2；P=0.002)、Cu含量(F=5.2；P=0.002) 是土壤酶活性的主要影响因子，解释率分别为28.2%、16.5%、10.3%。

	图 3 城乡梯度不同林分类型土壤酶活性的冗余分析 Fig. 3 Redundancy analysis of soil enzyme activity under urban-rural gradients of different stand types
图选项

土壤酶活性在土壤生物和化学反应中起着基础性作用，土壤酶一般以游离的形式进行积累，并稳定在黏土表面和土壤有机质上^[17]。本研究发现，URE、DH、AP活性在城区和近郊土壤均呈现针阔混交林>马尾松林的规律，CAT活性在近郊土壤也呈相同规律，可能是由于混交林土壤养分含量较纯林更高，导致混交林土壤微生物数量和活力均高于纯林，使得混交林土壤酶活性高于纯林，这与戴凌等^[18]对长沙市不同森林类型土壤养分含量与土壤酶活性的研究结果一致。然而，城区和乡村土壤CAT活性以及乡村土壤AP活性呈现相反规律，可能是由于城区、近郊和乡村土壤含水率和pH值的差异导致酶活性的不同，以及各梯度间气候的差异对酶活性产生影响^[19]。同一林分下，近郊土壤酶活性整体较高，可能与近郊土壤凋落物现存量较大有关，导致底物浓度较高，土壤微生物量增加，土壤酶活性升高^[20]。

本研究中，城区和近郊土壤SOM、TN、TP含量为马尾松林 < 针阔混交林 < 常绿阔叶林，说明林分类型不同导致土壤理化性质存在差异，与彭晓等^[21]的研究结论相似，这可能与凋落物的分解有关，马尾松林处于演替初期，凋落物量相对于阔叶林少，分解速率低，导致土壤SOM、TN、TP含量较低^[22]。本研究中，城乡梯度土壤含水率变化规律均呈现常绿阔叶林>针阔混交林的趋势，这通常与植物的生长和根系吸收的养分有关，常绿阔叶林通过凋落物的归还、分解和释放来改善土壤理化性质，使得土壤孔隙度增大，含水率升高^[23]。本研究表明，广州市城乡梯度3种林分土壤pH值整体偏酸性，且近郊和乡村土壤pH值在不同林分间存在显著性差异(P < 0.05)，这说明不同林分类型对土壤pH值存在影响^[24]。本研究中，3种林分土壤砂粒含量最高，在49.70%~74.65%之间；其次为黏粒含量，在11.75%~40.88% 之间；粉粒含量最低，在8.73%~26.62%之间，这表明研究区土壤质地偏砂质土，土壤较为疏松，透气性好，但保水性能较差^[25]。本研究发现城乡梯度针阔混交林土壤CEC均小于10 cmol · kg^-1，显著低于常绿阔叶林，这可能是因为常绿阔叶林积累分解的凋落物较多，养分归还量相应较高，土壤保肥供肥能力更强，导致CEC更高^[26]。

广东省土壤Cu、Zn、Pb、Cd含量背景值分别为14.38、48.75、34.38和0.034 mg · kg^-1[27]，而本研究中土壤Cu、Zn、Pb、Cd含量分别为15.31、44.39、29.03和0.08 mg · kg^-1，Cu和Cd含量略高于背景值。城乡梯度3种林分土壤重金属含量差异较大，变异系数均在10%~100%之间，呈中等变异^[28]，这说明人为活动可能影响研究区土壤重金属含量。本研究中，4种重金属含量沿城乡梯度没有出现下降的趋势，从森林土壤性质考虑，可能是因为采样区乡村土壤黏粒含量最低，土壤持水能力较差，导致重金属含量高于城区和近郊，从综合污染指数来看，近郊土壤受重金属影响最小。

本研究发现，城乡梯度不同林分4种土壤酶活性不同，它们与土壤理化性质和重金属之间存在不同程度的相关性，这与LEE et al的研究一致^[29]。本研究中，土壤的pH值、SOM含量、TN含量、TP含量、含水率对土壤酶活性有显著性影响(P < 0.05)，同时土壤酶活性又与Cu、Pb、Cd含量存在显著相关(P < 0.05)。N、P、K作为营养元素对土壤酶活性具有正调控作用^[30]。本研究中，土壤CAT、AP活性均与土壤SOM、TN含量呈显著正相关(P < 0.05)；土壤URE活性与土壤TP含量呈显著正相关(P < 0.05)，这与以往众多学者的研究结果一致^[31]。土壤SOM是土壤肥力的重要指标，保证了微生物生命活动所需的能量和养分，SOM含量越高微生物代谢活动越强，使得土壤酶活性升高。本研究土壤AP活性与pH值呈显著正相关(P < 0.05)，WANG et al^[32]研究表明，土壤pH值可通过改变活性中心官能团的电离或通过改变土壤中抑制剂、活化剂和底物的浓度来影响土壤酶活性。

重金属通过与蛋白质的结合能够抑制或促进土壤酶活性，不同重金属对土壤酶活性的作用不同，其效果也与酶的种类有关^[33]。本研究发现，土壤URE活性与重金属Cu含量呈显著负相关(P < 0.05)，说明随着重金属含量的升高，酶活性降低，这可能是在重金属胁迫下，土壤微生物和植物生长受到限制，导致其酶产量减少，酶活性降低^[34]。本研究中，土壤AP活性与重金属Pb含量呈显著正相关(P < 0.05)，土壤DH活性与重金属Cd含量呈显著正相关(P < 0.05)，究其原因可能是部分微生物在特定浓度重金属中存活下来，并自行繁殖，导致酶活性升高^[35]。本研究表明，近郊常绿阔叶林土壤肥力较高，受重金属影响较小，酶活性较高。

马尾松林AP、URE活性以及针阔混交林CAT、URE、DH活性均表现为近郊>乡村>城区；常绿阔叶林土壤AP、URE、DH活性均表现为近郊>城区>乡村。城区和近郊土壤AP、URE、DH活性表现为针阔混交林>马尾松林，近郊土壤CAT活性同样表现为针阔混交林>马尾松林。

城区和近郊土壤SOM、TN、TP含量表现为马尾松林 < 针阔混交林 < 常绿阔叶林。城乡梯度不同林分土壤pH值整体呈酸性，土壤砂粒含量最高，常绿阔叶林土壤含水率均高于针阔混交林。城乡梯度不同林分土壤重金属含量差异较大。

冗余分析表明，土壤含水率、SOM含量、pH值、CEC、Cu含量、黏粒含量、TN含量是土壤酶活性的主要影响因子。相关性分析表明，URE活性与重金属Cu含量呈显著负相关(P < 0.05)，AP活性与重金属Pb含量呈显著正相关(P < 0.05)，DH活性与重金属Cd含量呈显著正相关(P < 0.05)。