全 文 ：第２７卷第２期
２０１３年４月
水土保持学报
Ｊｏｕｒｎａｌ ｏｆ Ｓｏｉｌ ａｎｄ Ｗａｔｅｒ Ｃｏｎｓｅｒｖａｔｉｏｎ
Ｖｏｌ．２７Ｎｏ．２
Ａｐｒ．，２０１３
收稿日期：２０１２－１２－２０
基金项目：国家自然科学基金项目（３１０７０４０１）；教育部科学技术研究重点项目（２１２０７９）；安徽省重点实验室基金资助项目“重要生物资源保
护与利用研究”
作者简介：李伟（１９８７－），女，安徽桐城人，在读硕士，主要从事土壤重金属污染修复研究。Ｅ－ｍａｉｌ：７７０２４５５４３＠ｑｑ．ｃｏｍ
通讯作者：王友保（１９７４－），男，安徽肥西人，博士，教授，主要从事矿业废弃地修复与污染生态学研究。Ｅ－ｍａｉｌ：ｗｙｂｐｍｍ＠１２６．ｃｏｍ
吊兰生长对锌污染土壤微生物数量及土壤酶活性的影响
李 伟１，２，韦晶晶１，２，刘爱民１，２，王友保１，２，朱志鹏１，２，王兴飞１，２
（１．安徽师范大学 生命科学学院，安徽 芜湖２４１０００；
２．安徽师范大学 生物环境与生态安全安徽省高校省级重点实验室，安徽 芜湖２４１０００）
摘要：选用观赏植物吊兰进行盆栽试验，通过测定吊兰根际、非根际以及未栽培吊兰的空白组土壤微生物
数量、土壤酶活性及化学性质，研究吊兰对重金属锌污染土壤的修复作用。结果表明：土壤微生物数量、土
壤酶活性、有机质含量及土壤呼吸作用强度均表现为吊兰根际组＞吊兰非根际组＞未栽培吊兰的空白组。
而土壤锌总量、ｐＨ、电导率及氧化还原电位均表现为未栽培吊兰的空白组＞吊兰非根际组＞吊兰根际组。
土壤锌浓度为２００ｍｇ／ｋｇ时，细菌、真菌的数量最多，土壤呼吸作用强度、脲酶及磷酸酶的活性也达到最高
值；土壤锌浓度为５００ｍｇ／ｋｇ时，放线菌数量最多，且蔗糖酶活性达到顶峰。三类微生物对锌的敏感性顺
序为真菌＞放线菌＞细菌。土壤酶对重金属锌的敏感性顺序为蔗糖酶＞脲酶＞磷酸酶＞过氧化氢酶。通
过微生物数量与土壤酶活性的双变量相关性分析可知，放线菌的变化对土壤酶的影响最大，其次是真菌，
细菌影响最小。吊兰生长能够有效改善土壤环境，在重金属锌污染修复方面有广阔的应用前景。
关键词：吊兰；锌；微生物数量；土壤酶活性；根际
中图分类号：Ｘ５３；Ｓ１５４．２；Ｓ１５４．３ 文献标识码：Ａ 文章编号：１００９－２２４２（２０１３）０２－０２７６－０６
Ｅｆｆｅｃｔｓ ｏｆ Ｃｈｌｏｒｏｐｈｙｔｕｍ ｃｏｍｏｓｕｍ Ｇｒｏｗｔｈ ｏｎ
Ｍｉｃｒｏｂｉａｌ Ｂｉｏｍａｓｓ ａｎｄ Ｓｏｉｌ Ｅｎｚｙｍａｔｉｃ Ａｃｔｉｖｉｔｉｅｓ ｉｎ Ｚｉｎｃ－ｐｏｌｕｔｅｄ Ｓｏｉｌ
ＬＩ Ｗｅｉ １，２，ＷＥＩ Ｊｉｎｇ－ｊｉｎｇ１，２，ＬＩＵ Ａｉ－ｍｉｎ１，２，
ＷＡＮＧ Ｙｏｕ－ｂａｏ１，２，ＺＨＵ Ｚｈｉ－ｐｅｎｇ１，２，ＷＡＮＧ Ｘｉｎｇ－ｆｅｉ １，２
（１．Ｃｏｌｌｅｇｅ ｏｆ Ｌｉｆｅ Ｓｃｉｅｎｃｅｓ，Ａｎｈｕｉ Ｎｏｒｍａｌ Ｕｎｉｖｅｒｓｉｔｙ，Ｗｕｈｕ，Ａｉｈｕｉ ２４１０００；
２．Ｐｒｏｖｉｎｃｉａｌ Ｋｅｙ Ｌａｂｏｒａｔｏｒｙ ｏｆ Ｂｉｏｔｉｃ Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔ ａｎｄ Ｅｃｏｌｏｇｉｃａｌ Ｓａｆｅｔｙ ｉｎ Ａｎｈｕｉ，Ｗｕｈｕ，Ａｉｈｕｉ ２４１０００）
Ａｂｓｔｒａｃｔ：Ｂａｅｓｄ ｏｎ ｐｏｔ ｅｘｐｅｒｉｍｅｎｔｓ ｂｙ ｐｌａｎｔｉｎｇ Ｃｈｌｏｒｏｐｈｙｔｕｍ ｃｏｍｏｓｕｍ，ｔｈｉｓ ｐａｐｅｒ ｓｔｕｄｉｅｄ ｔｈｅ ｍｉｃｒｏｂｉａｌ
ｂｉｏｍａｓｓ，ｓｏｉｌ ｅｎｚｙｍａｔｉｃ ａｃｔｉｖｉｔｉｅｓ ａｎｄ ｃｈｅｍｉｃａｌ ｐｒｏｐｅｒｔｉｅｓ ｉｎ ｒｈｉｚｏｓｐｈｅｒｅ ｓｏｉｌ，ｎｏｎ－ｒｈｉｚｏｓｐｈｅｒｅ ｓｏｉｌ ａｎｄ ｔｈｅ
ｓｏｉｌ ｏｆ ｂｌａｎｋ ｇｒｏｕｐ ｗｈｉｃｈ ｈａｄ ｎｏ ｐｌａｎｔｓ．Ｔｈｅ ｒｅｓｕｌｔｓ ｓｈｏｗｅｄ：Ｔｈｅ ｍｉｃｒｏｂｉａｌ ｂｉｏｍａｓｓ，ｓｏｉｌ ｅｎｚｙｍａｔｉｃ
ａｃｔｉｖｉｔｉｅｓ，ｏｒｇａｎｉｃ ｍａｔｔｅｒ ａｎｄ ｓｏｉｌ ｒｅｓｐｉｒａｔｉｏｎ ｉｎ ｔｈｅ ｓｏｉｌ ｓｈｏｗｅｄ ｔｈａｔ ｔｈｅ ｒｈｉｚｏｓｐｈｅｒｅ ｇｒｏｕｐ＞ｔｈｅ ｎｏｎ－ｒｈｉｚｏｓｐｈｅｒｅ
ｇｒｏｕｐ＞ｔｈｅ ｂｌａｎｋ ｇｒｏｕｐ．Ｔｈｅ ｔｏｔａｌ ｚｉｎｃ ｃｏｎｃｅｎｔｒａｔｉｏｎ，ｐＨ，ｅｌｅｃｔｒｉｃａｌ ｃｏｎｄｕｃｔｉｖｉｔｙ ａｎｄ ｏｘｉｄａｔｉｏｎ ｒｅｄｕｃｔｉｏｎ
ｐｏｔｅｎｔｉａｌ ｓｈｏｗｅｄ ｔｈａｔ ｔｈｅ ｂｌａｎｋ ｇｒｏｕｐ ＞ｔｈｅ ｎｏｎ－ｒｈｉｚｏｓｐｈｅｒｅ ｇｒｏｕｐ ＞ｔｈｅ ｒｈｉｚｏｓｐｈｅｒｅ ｇｒｏｕｐ．Ｗｈｅｎ ｔｈｅ
ｃｏｎｃｅｎｔｒａｔｉｏｎ ｏｆ ｚｉｎｃ ｗａｓ ２００ｍｇ／ｋｇ，ｔｈｅ ｎｕｍｂｅｒｓ ｏｆ ｂａｃｔｅｒｉａ ａｎｄ ｆｕｎｇｉ ｗｅｒｅ ｔｈｅ ｍｏｓｔ．Ｔｈｅ ｓｏｉｌ ｒｅｓｐｉｒａｔｉｏｎ
ａｎｄ ａｃｔｉｖｉｔｉｅｓ ｏｆ ｕｒｅａｓｅ ａｎｄ ｐｈｏｓｐｈａｔａｓｅ ｒｅａｃｈｅｄ ｔｈｅｉｒ ｐｅａｋｓ．Ｗｈｅｎ ｔｈｅ ｃｏｎｃｅｎｔｒａｔｉｏｎ ｏｆ ｚｉｎｃ ｗａｓ ５００ｍｇ／ｋｇ，
ｔｈｅ ｎｕｍｂｅｒ ｏｆ ａｃｔｉｎｏｍｙｃｅｔｅｓ ｗａｓ ｔｈｅ ｍｏｓｔ ａｎｄ ｔｈｅ ｉｎｖｅｒｔａｓｅ ａｃｔｉｖｉｔｙ ｒｅａｃｈｅｄ ｔｈｅ ｍａｘｉｍｕｍ．Ｔｈｅ ｓｅｎｓｉｔｉｖｉｔｉｅｓ
ｏｒｄｅｒ ｏｆ ｔｈｒｅｅ ｃａｔｅｇｏｒｉｅｓ ｏｆ ｍｉｃｒｏｏｒｇａｎｉｓｍｓ ｗｉｔｈ ｚｉｎｃ ｗａｓ：Ｆｕｎｇｉ＞ａｃｔｉｎｏｍｙｃｅｔｅｓ ＞ｂａｃｔｅｒｉａ，ａｎｄ ｔｈｅ
ｓｅｎｓｉｔｉｖｉｔｙ ｏｒｄｅｒ ｏｆ ｆｏｕｒ ｓｏｉｌ ｅｎｚｙｍｅｓ ｗｉｔｈ ｚｉｎｃ ｗａｓ ｉｎｖｅｒｔａｓｅ＞ｕｒｅａｓｅ＞ｐｈｏｓｐｈａｔａｓｅ＞ｃａｔａｌａｓｅ．Ｔｈｒｏｕｇｈ
ｔｈｅ ｂｉｖａｒｉａｔｅ ｃｏｒｒｅｌａｔｉｏｎ ａｎａｌｙｓｉｓ ｏｆ ｍｉｃｒｏｂｉａｌ ｂｉｏｍａｓｓ ｗｉｔｈ ｓｏｉｌ ｅｎｚｙｍａｔｉｃ ａｃｔｉｖｉｔｉｅｓ，ｉｔ ｗａｓ ｆｏｕｎｄ ｔｈａｔ ｔｈｅ
ｅｆｆｅｃｔｓ ｏｆ ｚｉｎｃ ｔｒｅａｔｍｅｎｔｓ ｏｎ ｓｏｉｌ ｅｎｚｙｍａｔｉｃ ａｃｔｉｖｉｔｉｅｓ ｗｉｔｈ ａｃｔｉｎｏｍｙｃｅｔｅｓ ｃｈａｎｇｉｎｇ ｗｅｒｅ ｔｈｅ ｇｒｅａｔｅｓｔ，ｆｏｌｏｗｅｄ
ｂｙ ｆｕｎｇｉ ａｎｄ ｂａｃｔｅｒｉａ ａｆｆｅｃｔｅｄ ｔｈｅ ｌｏｗｅｓｔ．Ｔｈｅ ｓｏｉｌ ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔ ｃｏｕｌｄ ｂｅ ｉｍｐｒｏｖｅｄ ｂｙ ｐｌａｎｔｉｎｇ Ｃｈｌｏｒｏｐｈｙｔｕｍ
ｃｏｍｏｓｕｍ，ａｎｄ ｉｔ ｈａｄ ｂｒｏａｄ ａｐｐｌｉｃａｔｉｏｎ ｐｒｏｓｐｅｃｔｓ ｉｎ ｒｅｍｅｄｉａｔｉｎｇ ｚｉｎｃ－ｃｏｎｔａｍｉｎａｔｅｄ ｓｏｉｌ．
Ｋｅｙ ｗｏｒｄｓ：Ｃｈｌｏｒｏｐｈｙｔｕｍ ｃｏｍｏｓｕｍ；ｚｉｎｃ；ｍｉｃｒｏｂｉａｌ ｂｉｏｍａｓｓ；ｓｏｉｌ ｅｎｚｙｍａｔｉｃ ａｃｔｉｖｉｔｙ；ｒｈｉｚｏｓｐｈｅｒｅ
DOI:10.13870/j.cnki.stbcxb.2013.02.003
目前，重金属污染已成为国内外普遍关注的环境问题［１］，各国学者针对重金属污染问题进行了一系列的试
验研究［２］。土壤重金属污染研究，最主要的问题是控制和治理。如何有效指示和监测重金属带来的土壤污染
成为这一研究的前提。土壤微生物作为土壤的重要组成部分，可以很好地反映土壤中各种生物化学过程的动
向、强度以及土壤环境的微小变化［３］，并对重金属污染有较强的敏感性。土壤酶是土壤中各种生物化学过程中
所必需的，具有特殊催化能力的一类蛋白质，并在土壤养分的转化、循环以及降解土壤中有毒物质，消除土壤污
染等方面发挥着重要作用［４］。土壤酶活性对重金属的抑制或激活作用也比较敏感，因此可以将微生物含量和
土壤酶活性作为土壤污染的重要生物活性指标。锌在土壤中易淋失、迁移或被植物吸收［５］。锌元素是动植物
生长所必需的微量元素之一，它对动植物的生长具有重要的作用。但锌浓度过高时也会对动植物造成一定的
危害。过量的锌会损坏植物根系，阻碍植物对水分和养分的吸收，抑制植物生长［６］。本文选用对重金属具有较
好耐性与积累特性的观赏植物吊兰，进行锌胁迫下的盆栽试验，研究吊兰根际、非根际土壤中微生物含量、土壤
酶活性及土壤化学性质，为利用吊兰进行锌污染土壤的植物修复提供参考。
１ 材料与方法
１．１ 试验材料
供试土壤于２０１１年６月１３日取自于安徽师范大学后山。土壤类型为黄棕壤，其ｐＨ为４．７７５，电导率为
１０７．５００μＳ／ｃｍ，氧化还原电位为－１５０．０００ｍＶ，有机质、全氮、全磷含量分别为４．７５１，０．７７０，０．９４９ｇ／ｋｇ，总
锌含量为８３．５３０ｍｇ／ｋｇ。土壤采集后，除去动植物残体、石砾等杂物，于室内通风处风干，磨细后过３ｍｍ筛，
混匀后备用。吊兰于２０１１年１０月１日购自芜湖市花鸟市场，预培养１周后，选取生长情况大致相同、叶片饱
满、根系丰富的吊兰幼苗作为试验材料。
１．２ 试验设计
一次性加入不同体积的乙酸锌溶液，并将其与土壤充分混匀，使土壤含锌量分别为２００，５００，１ ０００，１ ５００，
２ ０００，２ ５００ｍｇ／ｋｇ，以不添加锌的土壤为对照（ＣＫ），共７个处理。将加有不同锌浓度的土壤混匀后风干，分别装
入对应花盆中。每盆装土７００ｇ，其中根际土３００ｇ，非根际土４００ｇ（根际是用自制的尼龙网袋分开的）。保持土壤
含水量为６０％，预培养４周［７］。试验设栽种吊兰的栽培组和不栽培吊兰的空白组，每个处理３个重复。
１．３ 植物培养及取样
土壤经预培养后，２０１１年１０月８日开始栽种吊兰，每盆种２株，每天浇适量水，以保持土壤含水量。栽培
７２ｄ后，将吊兰小心地从各处理土壤中连根取出，从吊兰的根际、非根际以及未栽培吊兰的空白组中取出适量
的土风干，磨碎后过０．１ｍｍ筛，置于０～４℃保存，用于测定土壤微生物数量、土壤酶活性及相关化学性质。
１．４ 测定方法
土壤微生物数量测定［８］：细菌采用牛肉膏蛋白胨琼脂平板表面涂布法；真菌采用马丁氏培养基平板表面涂
布法；放线菌采用改良高氏一号合成培养基平板表面涂布法。
土样经蒸馏水浸泡振荡（采用５∶１水土比），静置后利用校正过的ｐＨ计、电导仪测定悬浮液的ｐＨ值、电
导率及氧化还原电位。有机质含量测定采用水合热法；土壤氮含量测定采用凯氏定氮法；土壤磷含量测定采用
钼锑抗比色法［９］；重金属锌总量测定采用原子吸收分光光度法。土壤呼吸强度测定采用密闭静置碱液吸收法。
土壤酶活性测定参照文献［１０］：过氧化氢酶活性测定采用０．１ｍｏｌ／Ｌ的ＫＭｎＯ４ 滴定法；蔗糖酶活性测定
采用３，５－二硝基水杨酸比色法；脲酶活性测定采用苯酚钠比色法；碱性磷酸酶活性测定采用比色法。
以上所用容器均用２％的 ＨＮＯ３ 浸泡２４ｈ后使用，以避免重金属的各种可能性污染。
采用Ｅｘｃｅｌ ２００３和ＳＰＳＳ １７．０统计分析软件进行数据处理与差异显著性检验分析。
２ 结果与分析
２．１ 吊兰生长对锌胁迫下土壤微生物数量的影响
土壤中微生物种类繁多、数量庞大，对土壤肥力和植物生长都起着重要作用。微生物还参与土壤中污染物
的循环过程，而且作为环境载体可吸收重金属等污染物，因而对污染土壤中重金属的迁移与释放产生影响［１１］。
土壤微生物的数量分布，不仅可以敏感地反映土壤环境质量的变化，也是土壤中生物活性的具体体现。
与没加重金属的ＣＫ组相比，土壤锌浓度为２００ｍｇ／ｋｇ时，吊兰根际土壤中细菌、放线菌、真菌的数量都有
所增加（表１）。土壤锌浓度为５００ｍｇ／ｋｇ时，细菌的数量大量减少，而当土壤锌浓度达到１ ０００ｍｇ／ｋｇ时，细
菌数量又有所增加，随后随着土壤锌浓度的升高逐渐减少。这可能是因为重金属锌在土壤中达到一定浓度时，
７７２第２期 李伟等：吊兰生长对锌污染土壤微生物数量及土壤酶活性的影响
大部分微生物死亡，而一小部分微生物在重金属锌污染下能生存下来，并自行繁殖，从而对重金属锌产生一定
的抗性。但当重金属锌浓度过高时，抗性细菌也受到了抑制，表现为微生物数量降低后又增大，然后又逐渐减
少，有时还会出现多个抗性峰［１２］。放线菌数量在土壤锌浓度为５００ｍｇ／ｋｇ时最多，真菌的数量在土壤锌浓度
为２００ｍｇ／ｋｇ时达到最高值，但随着土壤锌浓度的增加，放线菌、真菌的数量逐渐减少。这说明低浓度的锌对
细菌、放线菌、真菌有一定的促进作用，而较高浓度的锌对土壤微生物的生长有抑制作用。非根际土壤微生物
数量随土壤锌浓度的变化趋势与吊兰根际环境的变化趋势相似。空白组土壤因受到重金属锌的胁迫，土壤中
的微生物生长受到抑制，且没有吊兰的修复，故微生物数量非常少［１３］。
比较根际土壤、非根际土壤和空白组土壤的微生物数量，可以发现：土壤真菌数量比细菌数量少，比放线菌
数量多，且表现为根际土壤微生物数量＞非根际土壤微生物数量＞未栽培吊兰的空白组土壤微生物数量。说
明吊兰生长能够有效增加土壤微生物数量。
与ＣＫ组相比，受重金属锌影响，根际土壤中细菌数量平均降低了２１．２８％，放线菌数量平均降低了
４０．１９％，真菌数量平均降低了５４．０１％；而非根际土壤中，细菌数量平均降低了３４．４３％，放线菌数量平均降低了
３５．５１％，真菌数量平均降低了６０．１７％。由此推测三大类微生物对锌的敏感性顺序为真菌＞放线菌＞细菌。
表１ 锌污染对土壤微生物数量的影响
锌浓度／
（ｍｇ·ｋｇ－１）
细菌数量／（×１０５ ＣＦＵ·ｇ－１）
根际 非根际 空白
放线菌数量／（×１０３ ＣＦＵ·ｇ－１）
根际 非根际 空白
真菌数量／（×１０３ ＣＦＵ·ｇ－１）
根际 非根际 空白
ＣＫ ３７．３３３±１．１５４ｂＡ ２０．３３３±０．５７７ｂＢ ０．０００±０．０００ｂＣ １１．３３３±１．１５４ｂＡ ７．６６７±０．５７７ｂＢ ０．６６７±０．５７７ａＣ ２６．３３３±０．５７７ｂＡ １９．６６７±１．５２７ａＢ ２．６６７±０．５７７ｂＣ
２００ ４０．６６７±１．１５４ａＡ ２１．６６７±１．１５４ａＢ １．６６７±０．５８７７ａＣ １１．３３３±１．５２７ｂＡ ８．６６７±０．５７７ｂＢ ０．０００±０．０００ａＣ ３１．３３３±２．０８１ａＡ ２０．３３３±２．０８１ａＢ ３．３３３±０．５７７ａＣ
５００ ２１．６６７±０．５７７ｅＡ １２．３３３±０．５７７ｃＢ １．０００±１．０００ａｂＣ １５．３３３±１．１５４ａＡ １１．６６７±０．５７７ａＢ ０．０００±０．０００ａＣ １４．３３３±０．５７７ｃＡ ９．６６７±１．１５４ｂＢ １．６６７±０．５７７ｃＣ
１０００ ３８．６６７±１．１５４ａｂＡ ２０．３３３±０．５７７ｂＢ ０．０００±０．０００ｂＣ ６．６６７±１．１５４ｃＡ ５．０００±１．０００ｃＡ ０．３３３±０．５７７ａＢ １０．３３３±１．５２７ｄＡ ８．３３３±１．１５４ｂＡ ０．０００±０．０００ｄＣ
１５００ ３２．０００±１．７３２ｃＡ １１．０００±１．０００ｄＢ ０．３３３±０．５７７ｂＣ ３．３３３±０．５７７ｄＡ ２．６６７±０．５７７ｄＡ ０．０００±０．０００ａＢ ７．６６７±１．１５４ｅＡ ５．３３３±０．５７７ｃＢ ０．０００±０．０００ｄＣ
２０００ ２４．０００±２．０００ｄＡ ９．３３３±０．５７７ｅＢ ０．０００±０．０００ｂＣ ２．３３３±０．５７７ｄＡ １．３３３±０．５７７ｅＢ ０．０００±０．０００ａＣ ５．３３３±０．５７７ｆＡ ２．６６７±０．５７７ｄＢ ０．０００±０．０００ｄＣ
２５００ １９．３３３±０．５７７ｆＡ ６．３３３±０．５７７ｆＢ ０．０００±０．０００ｂＣ １．６６７±１．１５４ｄＡ ０．３３３±０．５７７ｆＡＢ ０．０００±０．０００ａＢ ３．６６７±１．１５４ｆＡ ０．６６７±０．５７７ｄＢ ０．０００±０．０００ｄＢ
注：同列中不同小写字母表示差异显著；同行中不同大写字母表示同种微生物在３种土壤中差异显著（Ｐ＜０．０５）。下同。
２．２ 吊兰生长对锌胁迫下土壤酶活性的影响
土壤酶是土壤肥力的一个敏感性生物指标，是最为活跃的土壤有机成分之一。土壤酶活性直接影响土壤
中进行的生物化学过程［１４］。从表２可以看出：过氧化氢酶活性与土壤锌浓度呈负相关，随着锌浓度的增加，其
活性逐渐减小。与ＣＫ组相比，土壤锌浓度为２００ｍｇ／ｋｇ时，土壤脲酶、磷酸酶活性有所提高；当土壤锌浓度大
于２００ｍｇ／ｋｇ时，二者活性随着土壤锌浓度的增加而减小。蔗糖酶活性在土壤锌浓度为５００ｍｇ／ｋｇ时达到最
高值，当土壤锌浓度大于５００ｍｇ／ｋｇ时，蔗糖酶活性随着土壤锌浓度的增加而变小。这说明低浓度的锌对土
壤脲酶、磷酸酶、蔗糖活性具有一定的促进作用，而较高浓度的锌则对土壤脲酶、磷酸酶和蔗糖酶活性表现为抑
制作用。非根际组和空白组的土壤酶活性随着土壤锌浓度的变化趋势与吊兰根际环境的变化趋势相似。
表２ 锌污染对土壤酶活性的影响
锌浓度／
（ｍｇ·ｋｇ－１）
过氧化氢酶活性／（ｍｌ·ｇ－１）
根际 非根际 空白
蔗糖酶活性／（ｍｇ Ｃ６Ｈ１２Ｏ６·ｇ－１·ｄ－１）
根际 非根际 空白
ＣＫ ０．５４８±０．００３ａＡ ０．５１３±０．００６ａＢ ０．２６７±０．００４ａＣ １２．３２７±０．２２６ｃＡ ８．９１５±０．１８１ｃＢ ５．０１２±０．０７７ｃＣ
２００ ０．５２７±０．００８ｂＡ ０．５０７±０．００３ａＢ ０．２５５±０．００５ｂＣ ２０．４７４±０．４４１ｂＡ １５．５９０±０．１３３ｂＢ ６．５９７±０．１６１ｂＣ
５００ ０．５１８±０．００８ｂｃＡ ０．４９８±０．００３ｂＢ ０．２３７±０．００３ｃＣ ２３．７５９±０．３３５ａＡ １９．２２３±０．１３９ａＢ １０．１８７±０．１３９ａＣ
１０００ ０．４９３±０．００６ｃＡ ０．４８５±０．００５ｃＡ ０．２３２±０．００３ｄＢ １１．７３７±０．１９２ｄＡ ７．２５１±０．２５９ｄＢ ２．０３３±０．０７５ｄＣ
１５００ ０．４８５±０．００９ｄＡ ０．４８０±０．００５ｃｄＡ ０．２１２±０．００３ｅＢ ７．５２９±０．１１９ｅＡ ６．４９１±０．０５４ｅＢ １．６７１±０．１０９ｆＣ
２０００ ０．４８０±０．００５ｄＡ ０．４７７±０．００３ｄＡ ０．１９８±０．００３ｆＢ ４．８５６±０．０７５ｆＡ ４．３２２±０．１３０ｆＢ １．３１５±０．０７５ｅＣ
２５００ ０．４６５±０．００９ｅＡ ０．４６３±０．００３ｅＡ ０．１８２±０．００８ｇＢ ４．１４５±０．０３３ｇＡ １．９４８±０．１１７ｇＢ １．０７４±０．１０７ｆＣ
锌浓度／
（ｍｇ·ｋｇ－１）
脲酶活性／（ｍｇ ＮＨ３－Ｎ·ｇ－１·ｄ－１）
根际 非根际 空白
磷酸酶活性／（ｍｇ Ｐ２Ｏ５·１００ｇ－１·２ｈ－１）
根际 非根际 空白
ＣＫ １５１．９２７±２．８２７ｂＡ ８１．４９７±１．４５８ｃＢ ５９．０８３±４．０３４ｂＣ ２３５８３．５８９±４３４．３３３ｃＡ １７８５９．５４１±１２４．３１８ｃＢ １４３８２．６０３±１４９．４０９ｂＣ
２００ １６５．１９４±１．４１４ａＡ ９６．４０８±２．９４３ａＢ ７５．８４４±１．３９１ａＣ ３４２４０．３４７±９９３．１７８ａＡ ２８４８９．１７８±８６６．５４６ａＢ １８９２２．０６７±１２８．２０１ａＣ
５００ １５３．１６５±２．０２３ｂＡ ８６．３３２±１．９８３ｂＢ ６０．７３０±２．００７ｂＣ ２８９１４．２６７±６５７．８１９ｂＡ ２３７２３．７６３±２２５．８８９ｂＢ １３６５０．１４３±６２．６５４ｃＣ
１０００ ９１．７８１±１．１１２ｃＡ ５３．４３０±２．５８７ｄＢ ３７．２８７±１．３９１ｃＣ ２２５４８．１８３±１０９．６３７ｃＡ １６４２６．２７８±１９２．４６２ｄＢ １１４７９．８８９±１０９．６３７ｄＣ
１５００ ７９．３４０±１．６９９ｄＡ ４８．４９５±１．３９１ｅＢ ３１．２２１±１．３９１ｄＣ ２１３００．２８９±１９２．４６１ｄＡ １５９２８．９０７±１１２．９３８ｄＢ １０４７６．１４１±１９０．５４１ｅＣ
２０００ ６９．９８４±２．６５９ｅＡ ４５．３０７±１．３９１ｅＢ ２７．２１１±１．３９１ｅＣ ２０１６０．９０３±１０９．６３７ｅＡ １４７６２．４０２±１２２．３３３ｅＢ ９５６２．８５４±１９０．５４１ｆＣ
２５００ ６６．８９９±１．８８５ｅＡ ４１．４００±０．９９２ｆＢ ２４．０２３±０．７７６ｅＣ １９３１０．９０３±７１．７６７ｆＡ １４０９３．２５３±１５８．９５８ｆＢ ８３４２．０８２±９５．２６７ｇＣ
８７２ 水土保持学报 第２７卷
比较根际、非根际及空白组土壤的土壤酶活性，可以发现：根际土壤酶活性＞非根际土壤酶活性＞未栽培
吊兰的空白组土壤酶活性。土壤酶活性随着土壤锌浓度的变化与微生物数量的变化趋势基本相似。说明微生
物数量的变化对土壤酶的活性有一定的影响。
与不添加锌的ＣＫ组相比，土壤锌浓度为２ ５００ｍｇ／ｋｇ时，根际土壤中蔗糖酶活性下降了６６．３８％，脲酶活
性下降了５５．９７％，磷酸酶活性下降了１８．１２％，过氧化氢酶活性下降了１５．１９％；非根际土壤中蔗糖酶活性下
降了７８．１５％，脲酶活性下降了４９．２０％，磷酸酶活性下降了２１．０９％，过氧化氢酶活性下降了９．７４％；空白组
土壤中蔗糖酶活性下降了７８．５８％，脲酶活性下降了５９．３４％，磷酸酶活性下降了４１．９９％，过氧化氢酶活性下
降了３２．０４％。由此推测，４种土壤酶对重金属锌的敏感性顺序为蔗糖酶＞脲酶＞ 磷酸酶＞过氧化氢酶。
表３ 土壤微生物数量与土壤酶活性相关性分析
相关性 过氧化氢酶 蔗糖酶 脲酶 磷酸酶
细菌 ０．５６６ ０．２７５ ０．４４１ ０．４１９
根际 放线菌 ０．８５７＊ ０．９４４＊＊ ０．９４４＊＊ ０．７９０＊
真菌 ０．９０４＊＊ ０．６７３ ０．９０７＊＊ ０．８０１＊
细菌 ０．７９９＊ ０．４４３ ０．６４９ ０．５１５
非根际 放线菌 ０．８１６＊ ０．９５９＊＊ ０．９０４＊＊ ０．８０３＊
真菌 ０．８８７＊＊ ０．６２０ ０．９５４＊＊ ０．７２１＊
细菌 ０．４４７ ０．７１９ ０．７８９＊ ０．８１０＊
空白 放线菌 ０．６１１ ０．００８ ０．２１６ ０．１８１
真菌 ０．８４２＊ ０．７２８ ０．９５５＊＊ ０．９３３＊＊
注：＊，＊＊分别表示相关性显著（Ｐ＜０．０５）和极显著（Ｐ＜０．０１）。
下同。
通过微生物数量与土壤酶活性的双变量相关性
分析（表３）可以发现，根际与非根际土壤中放线菌数
量与４种土壤酶活性呈正相关，且均达到显著水平。
蔗糖酶活性与放线菌数量相关性最强，其次是脲酶。
其相关性顺序为蔗糖酶＞脲酶＞过氧化氢酶＞磷酸
酶。真菌数量与土壤酶活性呈正相关，且与过氧化氢
酶、脲酶、磷酸酶活性的相关性均达到显著水平。其
相关性依次为脲酶＞过氧化氢酶＞磷酸酶＞蔗糖酶。
细菌数量与４种土壤酶活性呈正相关，但相关性不显
著。由此推测三类微生物对土壤酶的影响大小依次
为放线菌＞真菌＞细菌。
鉴于土壤微生物数量与土壤酶活性相关性较大，
同时二者均易受土壤环境因素影响，且对土壤污染反应敏感，因此把这二类指标结合起来作为判断土壤锌污染
程度指标更为合适。
２．３ 吊兰生长对锌胁迫下土壤化学性质的影响
与ＣＫ组相比，土壤锌浓度为２００ｍｇ／ｋｇ时，吊兰根际土壤呼吸作用强度有所提高，当土壤锌浓度大于
２００ｍｇ／ｋｇ时，土壤呼吸作用强度随着土壤锌浓度的增加而降低（表４）。土壤有机质的含量随着土壤锌浓度
的增加上下波动，相关性不显著。非根际、空白组土壤呼吸作用强度及有机质含量随着锌浓度的变化趋势与根
际环境的变化趋势相似。比较根际、非根际和空白组土壤的呼吸强度和有机质含量可以发现：根际土壤呼吸作
用强度（或有机质含量）＞非根际土壤呼吸作用强度（或有机质含量）＞未栽培吊兰的空白组土壤呼吸作用强度
（或有机质含量）。这可能是因为土壤微生物丰富度和数目的差异，一定程度上影响了根际、非根际及空白组土
壤的呼吸作用强度。虽然土壤锌浓度的大小对有机质含量的影响不大，但种植吊兰却能显著增加土壤有机质
含量，说明吊兰能够有效改善锌污染的土壤基质。
土壤锌总量、ｐＨ、电导率及氧化还原电位均随着土壤锌浓度的增加而增加（表４、表５）。由于吊兰对重金
属锌的吸收和根系的吸附作用，以及吊兰根系分泌质子酸化土壤，所以提高了土壤中重金属的流动性和植物对
其的吸收［７，１５］。与空白组相比，吊兰根际与非根际土壤锌总量均显著小于未栽培吊兰的空白组。由于重金属
锌是以醋酸盐离子的形式加入土壤，醋酸盐在土壤中水解产生碱性，故土壤的ｐＨ值随着土壤中锌浓度的增加
而增加，同时醋酸盐水解也增大了土壤的电导率和氧化还原电位。由于吊兰能够吸收土壤中的重金属锌，故吊
兰根际与非根际土壤的ｐＨ、电导率及氧化还原电位均小于未栽培吊兰的空白组，表现为空白组＞非根际组＞
根际组。土壤的ｐＨ、电导率及氧化还原电位均与土壤锌总量呈正相关，根际土壤中其相关性系数分别为
０．９４７，０．８９５，０．９７１；非根际土壤中其相关性系数分别为０．９５３，０．９３９，０．９８０；空白组土壤中其相关性系数分
别为０．９７９，０．９６８，０．９８８，均达到极显著相关性。
观察微生物数量与土壤化学性质的双变量相关性分析（表６），可以发现根际与非根际土壤中微生物数量
与呼吸作用强度呈正相关，且放线菌和真菌数量与呼吸作用强度的相关性均达到显著水平。其相关性大小表
现为放线菌＞真菌＞细菌。而重金属锌总量与微生物数量呈负相关，且达到显著水平。其相关性大小表现为
真菌＞放线菌＞细菌。土壤的ｐＨ、电导率及氧化还原电位均与微生物数量呈负相关，且与放线菌、真菌的相
关性均达到显著水平，其相关性大小表现为真菌＞放线菌＞细菌。有机质的含量与微生物数量呈正相关，但相
关性并不显著。
９７２第２期 李伟等：吊兰生长对锌污染土壤微生物数量及土壤酶活性的影响
表４ 锌污染对土壤呼吸作用强度、有机质及锌总量的影响
锌浓度／
（ｍｇ·ｋｇ－１）
呼吸作用强度／（ｍｇ ＣＯ２·ｋｇ－１·ｈ－１）
根际 非根际 空白
土壤有机质含量／（ｇ·ｋｇ－１）
根际 非根际 空白
重金属锌总量／（ｍｇ·ｋｇ－１）
根际 非根际 空白
ＣＫ ９．５４９±１．３２３ｃｄＡ ４．２０１±０．６６２ｂｃＢ １．５２８±０．６６２ａＣ ５．３１０±０．１６４ａＡ ４．９３１±０．１６４ａＢ ４．４５７±０．１６４ａＣ ７７．３３３±２．３０９ｇＢ ８０．６６７±１．１５５ｇＡ ８２．６６７±１．１５５ｇＡ
２００ １４．５１４±０．６６２ａＡ ６．１１１±０．６６２ａＢ １．５２８±１．３２３ａＣ ４．６４６±０．３２９ｃｄＡ ４．３６２±０．４３５ａｂＡ ４．０７７±０．１６４ａｂＡ １９７．３３３±２．３０９ｆＢ ２５６．０００±１８．３３０ｆＡ ２７０．６６７±１２．８５８ｆＡ
５００ １１．８４０±０．６６２ｂＡ ４．９６５±０．６６２ａｂＢ １．１４６±１．１４６ａＣ ４．７４１±０．１６４ｂｃｄＡ ４．４５７±０．１６４ａｂＡＢ ４．１７２±０．１６４ａｂＢ ４５２．０００±１７．４３６ｅＡ ４５６．０００±８０．２９９ｅＡ ５３２．０００±２４．９８０ｅＡ
１０００ ８．４０３±０．６６２ｄＡ ３．０５６±０．６６２ｃｄＢ ０．７６４±０．６６２ａＣ ４．９３１±０．１６４ａｂｃＡ ４．７４０±０．３２９ａｂＡＢ ４．３６２±０．１６４ａｂＢ ８６９．３３３±４６．７０５ｄＡＢ ８２４．０００±１７．４３６ｄＢ ９２１．３３３±１６．１６６ｄＡ
１５００ ７．２５７±０．６６２ｅＡ ２．２９２±０．０００ｄｅＢ ０．３８２±０．６６２ａＣ ４．４５７±０．１６４ｄＡ ４．１７２±０．３２９ｂＡ ３．９８３±０．２８５ｂＡ １２６９．３３３±１２２．１３７ｃＡ １２７０．６６７±１２４．２７９ｃＡ １３４４．０００±２２．２７１ｃＡ
２０００ ５．３４７±０．６６２ｆＡ １．５２８±１．３２３ｅＢ ０．７６４±０．６６２ａＣ ４．９３１±０．３２９ａｂｃＡ ４．７４１±０．３２９ａｂＡ ４．３６１±０．１６４ａｂＡ １６８５．３３３±８．３２７ｂＢ １７６６．６６７±７０．４６５ｂＢ １９３２．０００±３８．１５８ｂＡ
２５００ ４．９６５±０．６６２ｆＡ １．１４６±１．１４６ｅＢ ０．３８２±０．６６２ａＣ ４．６４６±０．１６４ｃｄＡ ４．１７２±０．１６４ｂＢ ４．０７７±０．１６４ａｂＢ ２０３４．６６７±５４．４５７ａＣ ２１５２．０００±６８．２８２ａＢ ２３０５．３３３±３０．５５１ａＡ
表５ 锌污染对ｐＨ、电导率及氧化还原电位的影响
锌浓度／
（ｍｇ·ｋｇ－１）
ｐＨ
根际 非根际 空白
电导率／（μＳ·ｃｍ
－１）
根际 非根际 空白
氧化还原电位／ｍＶ
根际 非根际 空白
ＣＫ ４．６６０±０．２０８ｃＢ ４．７２３±０．２０８ｆＡ ４．７７５±０．００７ｆＡ ７６．０００±７．２１１ｆＣ ９８．３００±１．４１４ｆＢ １０７．５±０．７０７ｆＡ －１５４．５００±８．５４４ａＡ －１５２．０００±０．７０７ａＢ －１５０．０００±０．７０７ａＢ
２００ ４．７８３±０．２０８ｂｃＢ ４．８１３±０．０３１ｅＡ ４．８３６±０．０９２ｅＡ １０６．３００±７．２１１ｅＣ １１２．３００±０．７０７ｅＢ １１８．３３３±２．８２８ｅＡ －１４７．０００±８．５４４ｂＡ －１４６．０００±１．４１４ｂＢ －１４５．０００±６．３６４ｂＢ
５００ ４．８７３±０．０３１ｂＢ ４．８９５±０．０３５ｄＡ ４．９１５±０．０８５ｄＡ １１３．５００±２．３０９ｄＣ １１９．５００±２．０８２ｄＢ １２５．５００±４．９５０ｄＡ －１４４．０００±５．７７４ｂＡ －１４２．０００±５．６５７ｂＢ －１４１．０００±０．７０７ｂＢ
１０００ ５．０９５±０．０３５ａＢ ５．１３３±０．０６７ｃＡ ５．１７０±０．０３５ｃＡ １２６．０００±２．０８２ｂｃＢ １２８．７００±４．２４３ｃＢ １３３．５００±２．１２１ｃＡ －１４０．５００±２．６４６ｂＡ －１３８．５０００±６．３６４ｂＢ－１３６．０００±０．７０７ｂＢ
１５００ ５．１３３±０．０６７ａＢ ５．１７３±０．０３１ｂｃＡＢ ５．２２３±０．１２７ｂｃＡ １３０．７００±６．４２９ｂＢ １３３．３３３±２．１２１ｃＢ １３９．０００±０．０００ｂｃＡ －１３５．０００±７．７６７ｃＡ －１３３．５００±０．７０７ｃＢ －１３１．５００±５．６５７ｃＢ
２０００ ５．１８５±０．１３１ａＢ ５．２１５±０．０４６ａｂＢ ５．３２０±０．０２８ｂＡ １３６．５００±１１．６７６ａｂＢ １３９．３００±０．５７７ｂＢ １４６．０００±４．２４３ａｂＡ －１３２．０００±３．４６４ｃＡ －１２９．５００±２．６４６ｄＢ －１２７．０００±５．６５７ｄＢ
２５００ ５．２３５±０．０４６ａＢ ５．２８３±０．１２７ａＢ ５．４８３±０．０９９ａＡ １４３．３３３±０．７０８ａＢ １４７．５００±２．８２８ａＢ １５１．０００±１．４１４ａＡ －１２８．５００±６．５５７ｃＡ －１２５．０００±３．４６４ｄＢ －１２３．５００±１．４１４ｄＢ
表６ 土壤微生物数量与土壤基本化学性质的相关性分析
相关性 呼吸作用强度 土壤有机质 土壤锌总量 ｐＨ 电导率 氧化还原电位
细菌 ０．５２７ ０．２６３ －０．６６２＊ －０．５３５ －０．５６９ －０．６５０
根际 放线菌 ０．８６８＊ ０．２７７ －０．８９６＊＊ －０．８６２＊＊ －０．７４７＊ －０．８３７＊＊
真菌 ０．８５６＊ ０．３２２ －０．８９６＊＊ －０．９２８＊＊ －０．８５６＊＊ －０．８８８＊＊
细菌 ０．７２２ ０．５３４ －０．８５３＊ －０．７２８ －０．８０４＊ －０．８５４＊
非根际 放线菌 ０．９０２＊＊ ０．２１２ －０．８６３＊ －０．８３０＊ －０．７５６＊ －０．７９１＊
真菌 ０．８７７＊＊ ０．３７２ －０．９２１＊＊ －０．９４７＊＊ －０．９４９＊＊ －０．９５１＊＊
细菌 ０．５４１ ０．４８０ －０．５２１ －０．５６５ －０．４１９ －０．４３９
空白 放线菌 ０．４５４ ０．７４７ －０．５２３ －０．４７１ －０．６３３ －０．６１９
真菌 ０．９３８＊＊ ０．０８４ －０．８３０＊ －０．８９９＊＊ －０．８７９＊＊ －０．８４７＊
３ 结 论
（１）低浓度的锌对微生物有一定的促进作用，但随着土壤锌浓度的增加则对微生物表现为抑制作用。土壤
锌浓度为２００ｍｇ／ｋｇ时，细菌、真菌数量最多，放线菌数量在土壤锌浓度为５００ｍｇ／ｋｇ时达到最高值。根际土
壤微生物数量＞非根际土壤微生物数量＞未栽培吊兰的空白组土壤微生物数量。三类微生物对重金属锌的敏
感性依次为真菌＞放线菌＞细菌。
（２）土壤锌浓度为２００ｍｇ／ｋｇ时，脲酶、磷酸酶的活性最大，而蔗糖酶活性则在土壤锌浓度为５００ｍｇ／ｋｇ
时达到顶峰，表现为根际土壤酶活性＞非根际土壤酶活性＞未栽培吊兰的空白组土壤酶活性。４种土壤酶对
重金属锌的敏感性顺序依次为蔗糖酶＞脲酶＞磷酸酶＞过氧化氢酶。通过微生物数量与土壤酶活性的双变量
相关性分析发现，放线菌的变化对土壤酶的影响最大，其次是真菌，细菌影响最小。
（３）根际土壤呼吸作用强度（或有机质含量）＞非根际土壤呼吸作用强度（或有机质含量）＞未栽培吊兰的
空白组土壤呼吸作用强度（或有机质含量）。土壤呼吸作用强度在土壤锌浓度为２００ｍｇ／ｋｇ时最大。土壤锌
总量、ｐＨ、电导率及氧化还原电位均随着土壤锌浓度的增加而增加，吊兰根际与非根际土壤的锌总量、ｐＨ、电
导率及氧化还原电位均小于未栽培吊兰的空白组，表现为空白组＞非根际组＞根际组。土壤有机质含量与土
壤锌浓度的相关性不显著。
（４）高浓度重金属锌可抑制土壤微生物、土壤酶活性以及土壤呼吸作用强度，所以种植吊兰可促进土壤微
生物活动，提高土壤酶活性，在重金属污染修复方面有广阔的应用前景。
０８２ 水土保持学报 第２７卷
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１８２第２期 李伟等：吊兰生长对锌污染土壤微生物数量及土壤酶活性的影响