全 文 ：红壤矿区复垦土壤的微生物生态特征及其稳定性恢复
研究 Ⅱ. 对土壤微生物生态特征和群落结构的影响 3
龙　健 3 3 　黄昌勇　滕　应　姚槐应
(浙江大学环境与资源学院资源科学系 , 杭州 310029)
【摘要】　研究了浙江哩铺铜矿废弃地土壤微生物生态特征和群落结构. 结果表明 ,与对照土壤相比矿区土
壤微生物生态特征发生了明显的改变 ,微生物呼吸速率减弱 ,微生物生物量显著降低 ,微生物生理生态参
数 Cmic/ Corg下降、qCO2 值明显升高 ,重金属对土壤微生物生态特征有明显的影响. Biolog 结果显示 ,矿区
土壤微生物的群落结构发生变异 ,对能源碳的消耗量和速度明显升高 ,改变了微生物利用碳源的种类 ,使
微生物消耗更多的能源 ,以维持其正常的生命活动 ,利用效率降低 ,明显不如对照土壤. 由此可见 ,微生物
生态特征是表征矿区复垦土壤重金属污染的灵敏、有效和可靠的生物学指标.
关键词 　矿区土壤 　重金属污染 　微生物特征 　群落结构
文章编号 　1001 - 9332 (2004) 02 - 0237 - 04 　中图分类号 　S15413 　文献标识码 　A
Microbial eco2characterization and its restoration in copper reclaimed wasteland in red soil area of China Ⅱ.
Effects on soil microbial characteristics and community structure. LON G Jian , HUAN G Changyong , TEN G
Ying , YAO Huaiying ( College of Resources and Envi ronmental Science , Zhejiang U niversity , Hangz hou
310029 , China) . 2Chin. J . A ppl . Ecol . ,2004 ,15 (2) :237～240.
Soil microbial features in Lipu copper mining and non2mine soil were studied comparatively. The results indicated
that mine soil possessed obviously different microbial features such as lower microbial biomass carbon and soil
basal respiration strength , Cmic/ Corg decreasing , and higher microbial ecophysiological parameters qCO2 , indicat2
ing that heavy metal had a depressive impact on soil microbial eco2characteristics. Biolog data showed that mine
soil microbial community structure was changed obviously , the speed and quantity of carbon consuming were in2
creased significantly , and the kinds of carbon sources which soil microorganism used were changed , led to con2
sume much more energies for maintaining the normal needs of its life. But the utilization efficiency was lower
compared with the control. All the results showed that soil microbial eco2characteristics could be used as a sensi2
tive , effective and liable index of mine soil environment qualities.
Key words 　Mine soils , Heavy metal pollution , Soil microbial characteristics , Community structure.3 国家自然科学基金资助项目 (40171054) .3 3 通讯联系人.
2002 - 05 - 08 收稿 ,2002 - 09 - 06 接受.
1 　引 　　言
我国南方红壤地区有色金属矿分布密集 ,大量
土壤遭到采矿破坏或重金属污染退化 ,造成土壤生
态系统的严重破坏[19 ] ,由此产生的土壤重金属污染
已成为当前面临的最严重的环境问题之一[1 ] . 重金
属污染土壤 ,不仅严重危害植物生产 , 影响人畜健
康 ,而且能引起土壤微生物群落特征的变化[18 ] . 近
年来的研究表明 ,土壤微生物对重金属的胁迫要比
在同一土壤环境中的动物和植物敏感得多 ,被认为
是最有潜力的评价土壤环境质量的指标[1 ,18 ] . 研究
结果发现 ,土壤中重金属含量超过一定浓度时 , 对
微生物有着明显的毒害作用 ,能引起蛋白质变性及
改变生物膜透性 ,土壤微生物的生长、繁殖和代谢均
受到干扰 ,这不仅使得微生物生物量下降 ,碳氮比亦
发生变化[8 ] ,还影响有机质的微生物转化效率[4 ] ,
导致微生物群落结构发生变化 , 种群减少 ,生态平
衡稳定性受到破坏[23 ] .
在土壤生态系统中 ,生活在土壤中的数量庞大
的土壤微生物种群与植物和动物有着明确的分工 ,
主要扮演“消费者”的角色 ,几乎参与土壤中一切生
物化学反应 ,担负土壤、陆地生态系统平衡的“稳定
器”, 地球 C、N、P、S 循环的“调节器”,土壤养分植
物有效性的“转换器”和土壤及环境污染的“净化器”
等多方面的功能[20 ] . 重金属污染土壤 ,首先表现在
土壤微生物群落发生变化 ,土壤微生物生态功能下
降 ,甚至丧失. 因此 ,开展污染土壤微生物群落的研
究 , 对探索矿区环境中微生物的分布、生长及活动
规律 ,揭示土壤微生物种群间的平衡稳定机制 ,评价
重金属污染土壤的环境质量 , 有着重要的科学意义
和应用前景. 鉴于此 ,本文旨在通过对浙江哩铺铜矿
应 用 生 态 学 报 　2004 年 2 月 　第 15 卷 　第 2 期 　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　
CHIN ESE JOURNAL OF APPL IED ECOLO GY ,Feb. 2004 ,15 (2)∶237～240
废弃地土壤微生物生态特征的研究 ,为我国南方因
重金属污染的同类矿区土壤复垦提供生物学依据.
2 　研究地区与研究方法
211 　研究地区概况
哩浦铜矿位于浙江省中北部的诸暨市 ,29°43′23″N ,119°
59′09″E ,全矿总面积 0. 8 km2 . 矿区内地貌为低山、丘陵 ,海
拔 147～350 m. 矿区属中亚热带季风气候 ,年平均温度 16. 2
℃, ≥10 ℃年积温 4 924～5 233 ℃,年降雨量 1 335. 9 mm ;
年平均蒸发量 1 260. 7 mm ,年均相对湿度75. 1 %. 土壤类型
主要为黄色砂页岩发育的红壤和山地黄红壤.
212 　供试材料和方法
21211 土壤样品的采集 　作为研究样点的 3 号矿井废弃地 ,
位于谷地中 ,三面环山. 该样地已废弃 5 年 ,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)群落为主 ,占 65 %以上 ,盖度为 0. 6～0. 8 ,生长茂
盛 ,呈现群集生长 ,另有少量狗尾草 ( Setara vi ridis) 、茵陈蒿
( A rtemisia capillaris) 、荩草 ( A rthraton hispidus) 等. 以 3 号
矿井废弃地为中心 ,向废弃地外围 ,根据受重金属污染程度
及地上部分生物多样性状况 ,选 3 个取样点 ,即重度污染 (废
弃地中心) 、中度污染和对照土壤 (非矿区土壤) . 对照区主要
植被为爵床 ( Rostellularia procumbens) 、野艾蒿 ( A rtemisa la2
vandulaef olia) 、一年蓬 ( Erigeron annuus) 等. 在每个取样点
按 S型路线采集混合土样 ,采样深度为 0～20 cm. 土壤样品
装入无菌纸袋 ,立即带回实验室. 将一部分新鲜土壤研磨过
2 mm 筛 ,并将土壤含水量调节至适宜含水量 ,置于无菌纸袋
中 ,0～4 ℃保存 ,供测试土壤酶活性用 ;另一部分土壤风干
后用来测定土壤基本理化性质和重金属含量.
21212 土壤基本理化性质和重金属含量 　土壤基本理化性
质按常规分析方法测定 (表 1) [17 ] . 土壤总 Cu、Zn、Pb、Cd :
HNO32H2 SO42HClO42HF 消化 ,原子吸收分光光度计测定 ;有
效 Cu、Zn、Pb、Cd :0. 1 mol·L - 1 HCl 提取 ,原子吸收分光光度
计测定 (表 2) .
表 1 　土壤基本理化性质
Table 1 Basic physical and chemical characteristics of soils
土样号
Soil No.
污染程度
Pollution
degree
p H
( H2O)
有机碳
O. M ( %)
全 N
Total N
( %)
碱解氮
Alkali2N
(mg·kg - 1)
CEC
(cmol·kg - 1)
机械组成 Size composition ( %)
2～0. 02
mm
0. 02～0. 002
mm
< 0. 002
mm
1 重度污染 Heavy pollution 4. 79 8. 21 1. 76 153. 52 13. 50 51. 94 29. 66 18. 40
2 中度污染 Medium pollution 5. 02 8. 66 1. 54 156. 75 10. 50 49. 28 27. 95 22. 78
3 非矿区土壤 Non2mine soil 5. 76 9. 03 1. 92 174. 53 10. 25 48. 74 30. 71 20. 55
CEC :土壤阳离子交换量
表 2 　土壤重金属含量
Table 2 Heavy metal contents of soils( mg·kg - 1)
土样号
Soil No.
全 量 Total
Cu Zn Pb Cd
有效量 Available
Cu Zn Pb Cd
1 1626. 75 11060. 38 2534. 25 15. 13 282. 27 644. 75 487. 17 1. 16
2 158. 67 1275. 60 441. 95 5. 16 32. 03 143. 77 56. 09 0. 19
3 41. 57 161. 75 37. 29 0. 63 8. 49 58. 24 7. 86 0. 03
21213 土壤基础呼吸 　称取 20 g 新鲜土样于 500 ml 培养瓶
中 ,并将土壤均匀地平铺于低部 ,调节土壤含水量至田间持
水量的 60 %. 将 1 只 25 ml 小烧瓶放在培养瓶内土壤上 ,然
后吸取 1 mol·L - 1的 NaOH 溶液 10 ml 放入其中 ,将培养瓶
加盖密封 ,于 28 ℃恒温培养 1 个月 ,每隔 24 h 测定 CO2 释
放量 ,同时作空白对照.
21214 土壤微生物生物量 　采用熏蒸提取法 ,参照 Vance
等[21 ]的步骤 ,提取液中 C 采用 ( Shimazu TOC2500 ,日本购
置)总有机碳自动分析仪测定. 用公式 Cmic = Fc/ 0. 45 计算 ,
其中 Cmic为微生物生物量 C , Fc 为熏蒸土壤和未熏蒸土壤释
放 CO22C 之差.
21215 C源利用 土壤微生物对 C源利用采用常规的 Biolog 方
法[8 ]测试 ,每个样品测试 95 种 C 源 ( GN 盘 ,不包括空白) . 接
种后密封 , 置于 25 ℃微生物培养室中 ,每间隔 12 h 用 590 nm
波长 ,在 Crawley 生产的 VMAX 自动读数盘机上用 Microlog
Rel3. 5 软件 (美国加州 Hayword Biolog公司生产)进行读数 ,数
据收集 7 d.所有样品均设 3 次重复 ,数据统计分析利用牛津
(Oxford) NAG Ltd.的 Genstat Rel5. 3 软件完成.
3 　结果与分析
311 　不同污染程度下土壤微生物参数的变化
　　不同污染程度下土壤微生物特征参数的变化见
图 1. 由图 1 可见 ,随着污染程度增加 ,土壤基础呼
吸速率下降 ,土壤微生物生物量 ( SMB) 也呈降低趋
势. 这与在正常情况下 ,微生物的呼吸强度与微生物
生物量显著正相关一致 ,表明矿区土壤在重金属环
境胁迫下 ,抑制了微生物的生长与微生物的活性. 在
这种环境中 ,土壤微生物需要消耗更多的能源以维
图 1 　不同污染程度下微生物特征的变化
Fig. 1 Variation of microbial characteristics from different pollution de2
grees.
Ⅰ1 土壤微生物生物量 Soil microbial biomass , Ⅱ1 土壤微生的商 Soil
microbial quotient , Ⅲ1 基础呼吸Basal respiration , Ⅳ1 代谢商 Metabo2
lize quotient .
832 应 　用 　生 　态 　学 　报 　　　　　　　　　　　　　　　　　　15 卷
持其生理需要. 值得注意的是 ,微生物生物量的下降
并不意味着土壤中某些种群有灭绝的危险 ,理论上
会有几种更具耐性的种来填补 ,从而丰富了微生物
生态系统[20 ] . 近年来的研究发现了 2 个对重金属较
为敏感的土壤微生物的生理生态参数 :土壤微生物
商和代谢商.
　　土壤微生物商 ( Cmic/ Corg)是指土壤微生物生物
量 C 与总有机碳的比值 ,反映了微生物生物量与土
壤有机质含量的紧密联系. 由于微生物商是一个比
值 ,能够有效地避免在使用绝对量或对不同有机质
含量的土壤进行比较时出现的问题. 代谢商 (qCO2)
是土壤基础呼吸强度与微生物生物量 C 的比值
( Rmic/ Cmic) ,它将微生物生物量的大小与微生物的
活性和功能有机地联系起来. 研究表明 ,这 2 个微生
物生理生态参数是反映环境因子、重金属污染对微
生物胁迫程度的敏感指标[4 ,6 ] . 从图 1 可看出 ,与对
照相比 , Cmic/ Corg呈下降趋势 ,可能是重金属污染严
重影响了微生物群落的大小和微生物对基质的利
用 ,降低了微生物对土壤有机质的矿化率所致[10 ] .
但代谢商从对照土壤、中度污染到重度污染 (废弃地
中心)都有明显升高 ,表明矿区土壤中存在明显的重
金属胁迫现象 ,微生物的生理活动、代谢能力发生改
变 ,微生物维持生存可能需要消耗更多的能量. 在这
种情况下 ,微生物必须从维持生长和繁殖的能量中
分流出一部分 ,去补偿因胁迫需要付出的额外能量 ,
必然会提高微生物生长所需要的维持能[17 ] ,所以矿
区土壤是一种不健康的土壤[15 ] .
312 　不同污染程度土壤对微生物群落结构的影响
　　土壤微生物群落在土壤功能及重要土壤过程中
起着重要的作用. 微生物群落结构和功能的变化与
土壤有机质的含量和构成紧密相关[11 ] . 研究表明 ,
重金属污染土壤后 ,微生物群落结构的组成和功能
多样性明显改变[14 ] .
　　Biolog 系统是反映土壤微生物生理轮廓和微生
物群落结构的有效手段[9 ] . 图 2 反映了不同污染程
度土壤 Biolog 测试的结果. 随着培养时间的增长 ,微
生物对能源碳的利用量增加 ,而且从重度污染土壤
(3 号) 、中度污染 (2 号) 到对照 (1 号) 土壤 ,其利用
量明显升高 ,消耗速率加快 ,当平均吸光值 (AWCD)
为 0. 6 时 ,对照土壤只需要 74 h ,中度污染土壤需要
96 h ,而重度污染土壤则需要 146 h ,表明矿区土壤
中微生物代谢加快 ,活动强度减弱 ,从而需要消耗更
多的碳源以维持其生理需求. 这反映出矿区土壤中
微生物群落生长缓慢 ,不如对照土壤.
图 2 　土壤微生物对能源碳的利用
Fig. 2 Utilization of microrganisms to energy source carbon.
　　图 2 中曲线的变化在时间点 1 d 后比较显著.
为了探讨矿区土壤微生物群落结构的变化 ,现选 1
和 4 d 两个时间点 ,对 Biolog 数据进行标准化变换
后 , 实施典型变量分析 (canonical variety analysis) ,
两个主因子的分析结果见图 3 (限于篇幅仅列出主
因子 CV12CV2 图) . 由图 3 可见 ,在培养 1 d 的因子
图上 ,对照土壤主要分布在 CV1 因子的正端 ,矿区
土壤的投影点主要在零点附近向四周扩散 ,重度污
染的载荷量最大 ,据此可将对照与矿区土壤区分开
来.与 1 d 相比 ,4 d 因子图上不同污染程度间的差
别更加显著 ,载荷量也更大.
图 3 　Biolog GN 测试盘中不同污染程度土壤的 CV1 和 CV2
Fig. 3 Plot of ordination of canonical variates(CV) CV1 against CV2.
Ⅰ. 对照 CK non2minesoils , Ⅱ. 中度污染 Medium pollution , Ⅲ. 重度污
染 Heavy pollution.
　　由图 3 可见 ,随着培养时间的延长和 Biolog 读
数时间的增长 ,不同污染程度的矿区土壤在因子载
荷图上的区别越来越来明显. Biolog 数据的因子载
荷通常反映了微生物群落的生理轮廓 ,是其群落结
构和功能多样性的具体体现[23 ] . 图 3 的结果表明 ,
矿区土壤微生物群落结构发生了明显的改变 ,且随
时间延长越来越明显 ;重金属污染对矿区土壤微生
物原有群落结构的损伤是长期性的 ,这与 Kelly 等
人的研究结果相一致[14 ] .
4 　讨 　　论
　　微生物几乎参与土壤中的一切生物化学反应 ,
在土壤功能及重要土壤过程中直接或间接地起重要
9322 期 　　　　　　　　龙 　健等 :红壤矿区复垦土壤的微生物生态特征及其稳定性恢复研究 Ⅱ1 　　　　　　
作用 ,包括对动植物残体的分解、养分的储存转化及
污染物的降解等[1 ] . 目前 ,采用微生物学指标来表
征土壤重金属污染越来越受到人们的普遍关注. 研
究表明 ,微生物生物量、微生物商、土壤酶活性、代谢
商等微生物学参数对气候、人为活动、重金属等外界
条件的反应敏感[18 ] . 重金属元素进入土壤后 ,导致
微生物生物量[23 ]和微生物呼吸速率降低[3 ,13 ]或呼
吸速率显著增加[4 ] ;微生物群落结构组成和功能多
样性明显改变[14 ] ;微生物生理生态参数 Cmic/ Corg
降低[4 ,10 ] ,而代谢商则明显升高[15 ] ,土壤酶的活性
受严重损害[12 ] .
　　本研究发现 ,与对照土壤相比 ,矿区土壤微生物
生物量呈下降趋势 ,呼吸速率减弱 ,土壤微生物商
( Cmic/ Corg)下降 , 而微生物代谢商呈上升趋势. 这
可能是由于微生物长期受重金属胁迫 ,影响了细胞
的代谢及微生物的功能 , 引起微生物的生存力和竞
争力发生变化 , 而导致种群大小发生改变[6 ] ;也可
能是由于微生物遗传多样性的改变 , 使基质利用率
下降或微生物活性减弱 ,降低了微生物对土壤有机
质的矿化率所致[10 ] . Biolog 结果表明 ,矿区土壤微
生物群落结构发生改变 ,对能源碳的消耗量降低 ,速
率变慢 ,利用效率也明显不如对照土壤 ,可能是由于
严重的重金属污染抑制了微生物正常的生理活动.
在这样的逆境下 ,微生物为了维持其正常的生命活
动 , 就需要消耗更多的能量 ,导致土壤微生物对能
源碳的利用效率降低[2 ] . 为了适应这种胁迫环境 ,
微生物调整其群落结构. 与对照相比 ,矿区土壤的微
生物群落结构无法恢复到原有的生理轮廓 ,使载荷
图上的差异越来越明显. 因此 ,在恢复一个受重金属
污染的矿区土壤生态系统时 ,不仅要恢复地上部分
的植被 ,还要恢复土壤微生物的生态群落 ,重建土壤
微生物生态系统[5 ] .
　　从以上研究可以看出 ,在铜矿尾矿库内 ,土壤2
植物体系使土壤微生物的呼吸量增加 ,而微生物生
物量却降低 ,微生物生理活动强度有所增加 ,并改变
了微生物利用能源碳的种类 ,从而导致微生物消耗
更多的能源碳 ,但对能源碳的利用效率却明显降低.
反过来 ,微生物参数是表征矿区土壤重金属污染的
灵敏、有效和可靠的生物学指标.
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作者简介 　龙 　健 ,男 ,1974 年生 ,在职博士生 ,讲师 ,主要
从事土壤生物化学及土壤微生物生态方面的研究 ,发表论文
13 篇. E2mail :longjian22 @163. com
042 应 　用 　生 　态 　学 　报 　　　　　　　　　　　　　　　　　　15 卷