全 文 ：我国南方红壤矿区复垦土壤的微生物生态特征
研究 Ⅰ. 对土壤微生物活性的影响 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】　通过对浙江哩浦铜矿废弃地土壤微生物、土壤酶活性及生化作用强度研究表明 ,与对照土壤相
比 ,矿区土壤微生物总数下降 68. 43 %～80. 32 % ,细菌、放线菌数量减少 ,但真菌变化不明显 ,各主要生理
类群硝化细菌、氨化细菌、固氮菌、纤维素分解菌数量均呈下降趋势 ,土壤基础呼吸速率下降 ;土壤脲酶、蔗
糖酶、蛋白酶、酸性磷酸酶、过氧化氢酶、多酚氧化酶和脱氢酶酶活性均有不同程度减弱 ;土壤硝化作用、氨
化作用、固氮作用和纤维素分解强度降低 ,抑制了矿区土壤 C、N 的周转速率和能量循环. 土壤微生物活性
减弱是矿区复垦土壤微生物生态的重要特征之一.
关键词 　矿区复垦土壤 　土壤微生物活性 　土壤酶活性
文章编号 　1001 - 9332 (2003) 11 - 1925 - 04 　中图分类号 　X171. 5 　文献标识码 　A
Microbial eco2characteristics of reclaimed mining wasteland in red soil area of Southern China Ⅰ. Effects on
soil microbial activity. LON G Jian ,HUAN G Changyong , TEN Ying , YAO Huaiying ( College of Resources and
Envi ronmental Science , Zhejiang U niversity , Hangz hou 310029 , China) . 2Chin. J . A ppl . Ecol . , 2003 , 14
(11) :1925～1928.
Studies on the soil microbes ,soil enzyme activity and soil biochemical intensity in copper mining wasteland indi2
cated that the total quantity of major soil microbes declined by 68. 43 %～80. 32 % ,compared with that of the
non2minig soil. The proportion of bacteria and actinomyces decreased , while that of fungi did not changed obvi2
ously. The amount of major physiological groups including ammonifiers , nitrogen fixing bacteria , cellulose de2
composing bacteria , aerobic nitrogen fixing bacteria and anaerobic nitrogen fixing bacteria all decreased , and soil
basic respiration descended , compared with the control. The activity of soil enzymes weakened ,which included
urease , sucrase , proteinase , acid phosphtase , peroxidase , polyphenol oxidase and dehydrogenase. Soil biochemi2
cal intensity including ammonification , nitrification , nitrogen fixation and cellulose decomposition descended ,
and the circulation of C and N in mining soil inhibited. All the results showed that the weakening of microbial
activity was one of major characteristics in reclaimed mining soil.
Key words 　Reclaimed mining wasteland , Soil microbial activity , Soil enzyme activity.3 国家自然科学基金资助项目 (40171054) .3 3 通讯联系人.
2002 - 03 - 27 收稿 ,2002 - 06 - 25 接受.
1 　引 　　言
矿区土壤复垦及其土壤生态稳定性是全球关注
的重大科学问题. 在经济2资源2环境2社会发展链中
土地资源约束特别严峻的我国 ,研究这一科学问题
对缓解人地矛盾 ,促进经济健康稳定发展具有重要
实践意义. 我国南方红壤地区矿产资源丰富 ,据报
道 ,已探明具有一定贮量的矿产 100 多种 ,其中有色
金属矿产 40 多种[15 ,16 ,24 ] . 随着该地区采矿业的迅
速发展 ,大量开采活动严重破坏了土壤生态系统 ,影
响了社会、经济健康稳定发展[11 ,25 ] . 目前 ,虽对北方
大型煤矿区废弃地复垦已经有一些研究报
道[2 ,19 ,29 ] ,但对我国南方红壤地区有色金属矿区的
土壤复垦极少见报道[5 ] . 为了消除矿区土壤环境的
负面效应 ,加速土壤的复垦进程 ,国内外对矿区土壤
复垦的研究重点放在土壤生态系统植被恢复过程及
特征上[4 ,14 ,17 ,20 ] . 事实上 ,在恢复一个矿区废弃地
土壤生态系统时 ,不仅要恢复地上部分的植被 ,还要
恢复土壤微生物生态群落 ,重建土壤微生物生态系
统[6 ] . 因此 ,本文旨在通过对浙江哩铺铜矿复垦土
壤的微生物活性研究 ,为我国南方因重金属污染的
矿区土壤复垦提供理论依据.
2 　研究地区与研究方法
211 　研究区概况
浙江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 ,海拔在 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 4924～5233 ℃,年降雨量1335. 9
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)∶1925～1928
mm ;年平均蒸发量 1260. 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 　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 [13 ] (表 1) . 土壤
表 1 　土壤基本理化性质
Table 1 Basic physical and chemical properties of soils
土样号
Soil No.
污染程度
Pollution
degree
p H
( H2O)
有机质
O. M
(g·kg - 1)
全氮
Total2N
(g·kg - 1)
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 Heavy 4. 79 15. 57 1. 92 174. 53 13. 50 51. 94 29. 66 18. 40
2 中度 Medium 5. 02 14. 93 1. 54 156. 75 10. 50 49. 28 27. 95 22. 78
3 非矿区土壤 5. 76 14. 48 1. 76 153. 52 10. 25 48. 74 30. 71 20. 55
Non2mine soils
表 2 　土壤重金属含量
Table 2 Heavy metal contents of soils
土样号
Soil No.
全量 Total amount (mg·kg - 1)
Cu Zn Pb Cd
有效量 Available amount (mg·kg - 1)
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
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) .
212 　土壤样品采集
　　作为本研究样点的 3 号矿井废弃地 ,位于一谷地中 ,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 cap2
illaris) 、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
度污染和非矿区土壤. 每个取样点按 S型路线采集混合土样
带回室内 ,采样深度为 0～20cm ,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 1mm 筛 ,将土壤含
水量调节至田间含水量的 45 % ,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.
213 　土壤微生物记数 [21 ]
　　细菌 —牛肉膏蛋白胨琼脂平板表面涂布法 ;真菌 —马丁
氏 (Martin)培养基平板表面涂布法 ;放线菌 —改良高氏 1 号
合成培养基平板表面涂布法 ;硝化细菌 —Stephenson 培养基
MPN 法 ;亚硝化细菌 —MPN 法 ;固氮细菌 —阿西比 (Ashby)
无氮琼脂平板表面涂布法 ;纤维素分解菌 —表面涂布法 ;氨
化细菌 —蛋白胨琼脂表面涂布法.
214 　土壤酶活性[9 ,30 ]
　　脲酶 —苯酚钠比色法 ;蛋白酶 —铜盐比色法 ;过氧化氢
酶—高锰酸钾滴定法 ;多酚氧化酶 —碘量滴定法 ;磷酸酶 —
磷酸苯二钠比色法 ;蔗糖酶 —3 ,52二硝基水杨酸比色法 ;脱
氢酶 —比色法.
215 　土壤基础呼吸12 ]
　　称取 20g 新鲜土样于 500ml 培养瓶中 ,并将土壤均匀地
平铺于底部 ,调节土壤含水量至田间持水量的 60 %. 将一只
25ml 小烧瓶放在培养瓶内的土壤上 ,然后吸取 1 mol·L - 1的
NaOH 溶液 10ml 放入其中 ,将培养瓶加盖密封 ,于 28 ℃恒温
培养 1 个月 ,每隔 24h 取出测定 CO2 释放的量.
216 　土壤生化作用强度 [21 ]
　　土壤氨化作用强度 —土壤培养法 ;硝化作用强度 —溶液
培养法 ;固氮作用强度 —土壤培养法 ;纤维素分解强度 —埋
片法.
3 　结果与分析
311 　矿区复垦土壤微生物区系
　　土壤微生物是维持土壤质量的重要组成部分 ,
对土壤中的动植物残体和土壤有机质及其有害物质
的分解、生物化学循环和土壤结构的形成起着重要
的调节作用[10 ] . 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 ,亦是土壤中生物
活性的具体体现[10 ,23 ] .
　　结果表明 ,3 个土样的细菌、真菌和放线菌数量
均以细菌的数量最高 ,其次是放线菌 ,真菌的数量最
小 (表 3) . 与矿区未污染的 3 号土样 (对照) 比较 ,矿
区污染土壤 ( 1、2 号土样 ) 微生物总数下降了
68. 43 %～80. 32 %. 其中矿区土壤细菌、放线菌分别
下降 71. 49 %～82. 50 %、15. 14 %～42. 99 % ,但真
菌数量变幅极小 ,表明细菌对矿区重金属污染的反
应比放线菌、真菌敏感. 从表 3 还可看出 ,矿区土壤
放线菌数量较高 ,这可能与地上超积累植物生长茂
密、凋落物含有较多木质化纤维成分 ,从而刺激了参
与难分解物质转化的放线菌数量增加有关[23 ] .
312 　矿区复垦土壤微生物主要生理类群
　　结果表明 (表 3) ,随着重金属污染程度的加剧 ,
土壤微生物中各主要生理类群数量均呈下降趋势 ,
非矿区土壤氨化细菌、硝化细菌数量分别是矿区土
壤的 12. 45～22. 82 倍和 15. 70～67. 09 倍. 从表 3
可见 ,矿区土壤 (1 ,2 号土样) 的固氮菌数量减少趋
势明显 , 与对照 ( 3 号土样 ) 相比 , 下降幅度达
92. 82 %～97. 79 %. 土壤中自生固氮菌数量下降 ,这
6291 应 　用 　生 　态 　学 　报 　　　　　　　　　　　　　　　　　　14 卷
与土壤中的重金属污染和 p H 呈酸性[21 ]有关. 纤维
素是组成枯枝落叶物的主要成分 ,纤维素分解菌积
极参与植物残体中纤维素的分解[23 ] ,与对照 (3 号
土样)土壤相比 ,矿区土壤 (1、2 号土样) 纤维素分解
菌数量下降 74. 91 %～95. 90 % ,矿区土壤纤维素分
解菌数量降低 ,直接影响到植物残体的转化速度 ,使
土壤中难分解植物残体的积累量增加 ,这与实地观
察情况一致.
表 3 　不同污染程度土壤微生物数量
Table 3 Soil microbes number under different pollution degree( ×103·
g - 1soil)
土样号
Soil No.
细菌
Bacteria
真菌
Fungi
放线菌
Actinomyces
总数
Total
氨化细菌
Ammonifiers
硝化细菌
Nitrifiers
纤维素分解菌
Cellulose2
decomposing
microbes
固氮菌
Nitrogen
fixing
bacteria
1 2785. 5 25. 13 501. 4 3312. 03 259. 6 0. 011 0. 135 0. 016
2 4539. 4 26. 94 746. 3 5312. 64 475. 8 0. 047 0. 827 0. 052
3 15920. 1 28. 75 879. 5 16828. 35 5923. 7 0. 738 3. 296 0. 724
313 　矿区复垦土壤基础呼吸
　　土壤微生物活动是土壤基础呼吸的主要来
源[21 ] . 土壤基础呼吸代表了土壤碳素的周转速率及
微生物的总体活性 ,并在一定程度上能反映环境胁
迫情况[8 ] . 供试土壤基础呼吸的变化趋势表现为对
照土壤 > 中度污染 > 重度污染 ,经过一定时间 (15
d)培养后 ,土壤基础呼吸由最高变化为最低 (第 15
d) ,随后又逐渐增强 ,但均都低于第一次 (第 5 d) 的
测定值 ,最后趋于平稳.
314 　矿区复垦土壤酶活性
　　结果表明 (表 4) ,土壤水解酶活性以非矿区 (对
照 3 号土样)土壤脲酶、酸性磷酸酶、蛋白酶活性均
比矿区土壤 (1、2 号土样) 的高 ,并达到显著水平 ( P
< 0. 05) ,其中 ,脲酶是矿区土壤的 1. 15～2. 11 倍 ,
蛋白酶活性分别下降 35. 14 %～59. 49 % ,酸性磷酸
酶活性降低幅度为 24. 65 %～50. 30 % ,蔗糖酶活性
下降趋势不明显 ,仅下降 2. 14 %～5. 35 %. 矿区 (1、
2 号土样)土壤过氧化氢酶、多酚氧化酶和脱氢酶活
性也均表现为下降趋势 ,其中非污染 (3号土样) 的
表 4 　不同污染程度土壤酶活性
Table 4 Soil enzyme activity under different pollution degree
土样号
Soil No.
脲酶
Urease
(NH32Nmg·g - 1) 蔗糖酶Sucrase(mg·g - 1) 蛋白酶Proteinase(NH22Nmg·100g - 1) 酸性磷酸酶AcidPhosphatase
phenol
(mg·100g - 1)
过氧化氢酶
Peroxidase
(0. 1 mol·L - 1
KMnO4 ml·g - 1)
多酚氧化酶
Polyphenol oxidase
(0. 01mol·L - 1I2
ml·g - 1)
脱氢酶
Dehydrogenase
T. P. F. (mg·g - 1)
1 3. 24 1. 77 19. 53 2. 50 0. 11 0. 90 0. 02
2 5. 96 1. 83 31. 27 3. 79 0. 15 1. 02 0. 14
3 6. 84 1. 87 48. 21 5. 03 0. 16 5. 70 0. 37
LSD0. 05 0. 78 0. 12 15. 27 1. 09 0. 07 3. 86 0. 11
酶活性的表示 :脲酶 (氨态氮 mg·g - 1土 ,37 ℃,24h) ;蔗糖酶 (葡萄糖 mg·g - 1土 ,37 ℃,24h) ;蛋白酶 (氨基氮 mg·100g - 1土 ,30 ℃,24h) ;酸性磷酸
酶(酚 mg·100g - 1土 ,37 ℃,24h) ;过氧化氢酶 (0. 1 mol·L - 1 KMnO4 ml) ;多酚氧化酶 (0. 01 mol·L - 1碘 ,ml) ;脱氢酶 ( T. P. F mg·g - 1土 ,37 ℃,
24h) .
多酚氧化酶活性是 1、2 号土样的 6. 33～5. 59倍 ,达
显著水平 ( P < 0. 05) , 脱氢酶活性下降幅度为
62. 16 % ,达极显著水平 ( P < 0. 01) . 但过氧化氢酶
活性与对照土壤相比未达显著水平.
315 　矿区复垦土壤生化作用强度
　　土壤氨化、硝化、固 N 及纤维素分解作用的强
度是在土壤微生物各主要生理类群直接参与下进行
的 ,土壤在这些微生物群体的协调下 ,对维持其生态
系统的 C、N 平衡起着重要的作用[30 ] . 通常把土壤
生化作用强度作为衡量土壤微生物活性的综合指标
之一[23 ] .
　　结果表明 (表 5) ,矿区污染 (1、2 号)土壤的生化
表 5 　不同污染程度土壤生化作用强度
Table 5 Soil biochemical intensity under different pollution degrees
土样号
Soil No.
氨化作用
Ammonification
(g·kg - 1)
硝化作用
Nitrification
(g·kg - 1)
固氮作用
Nitrogen
fixation (g·kg - 1)
纤维素分解强度
Decomposition
of cellulose
(g·kg - 1)
1 0. 104 0. 013 0. 025 1. 21
2 0. 197 0. 048 0. 085 2. 67
3 0. 348 0. 165 0. 206 5. 96
作用强度明显下降. 与矿区未污染 (3 号) 土壤相比 ,
矿区污染土壤的氨化作用、硝化作用、固氮作用和纤
维素分解作用强度分别下降 43. 39 %～70. 11 %、
70. 91 %～92. 12 %、58. 74 %～87. 86 %和55. 20 %～
79. 70 % ,表现为与土壤中重金属含量呈负相关[18 ] ,
导致土壤中 C、N 素营养循环速率减弱 ,从而降低了
土壤中有效养分的供应强度 ,造成地上部分仅以大
量耐重金属植物 (即超积累植物)生长的现状.
4 　讨 　　论
　　土壤微生物是陆地生态系统中最活跃的组成部
分 ,担负土壤生态平衡的“稳定器”、物质循环的“调
节器”和植物养分的“转换器”等多方面功能[22 ] . 其
活性的大小可较敏感地反映土壤中生化反应的方向
和强度 , 是探讨重金属污染生态效应的重要途
径[9 ,21 ,30 ] .矿区复垦土壤重金属污染严重 ,导致土
壤微生物群落结构变化、种群减少、土壤酶活性降
低、生态平衡稳定性受到破坏. 实验结果表明 ,矿区
729111 期 　　　　龙 　健等 :我国南方红壤矿区复垦土壤的微生物生态特征研究 Ⅰ. 对土壤微生物活性的影响 　　　　　　　　　　　　　　　
复垦土壤微生物对重金属污染的敏感性不同 ,表现
为细菌 > 放线菌 > 真菌 ,不同微生物种群对于重金
属胁迫所产生的反应可能与其独特的生物特异性有
关[1 ] ,也可能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这些原核生
物[22 ]的缘故. 本研究发现 ,矿区复垦土壤脱氢酶、脲
酶、酸性磷酸酶受重金属的抑制作用最为敏感 ,有可
能作为预测土壤重金属污染程度的生化指标 ,这与
其他研究结果一致[3 ,7 ,27 ,28 ] . 同时 ,从土壤基础呼吸
由最高变化到最低 ,然后又逐渐增强 ,直到最后趋向
平衡的变化趋势 (图 1) ,几乎可以暗示 ,矿区复垦土
壤中存在某些对重金属污染具有某种耐性和适应性
的微生物种群. 有报道指出 ,在污染环境中耐性微生
物的繁殖通常是由于生理适应、基因改变或者因为
原本就具有抗性的优势种群对敏感种的取代[1 ] ,污
染重的土壤甚至比污染轻的土壤耐性细菌的数量多
15 倍[3 ] . 对某些有一定生理适应性的矿区复垦土壤
微生物有待分离、筛选.
　　土壤微生物几乎参与土壤中一切生物和生物化
学反应. 其主要生理类群则直接参与土壤中 C、N 等
营养元素的循环和能量流动 ,其数量和活性直接关
系到土壤生态系统的维持和改善[22 ] . 矿区复垦土壤
氨化细菌、硝化细菌和固氮菌数量的减少 ,这无疑降
低了土壤 C 素的周转速率和土壤中的 C、N 供应能
力 ,并使土壤自生固氮作用下降. 矿区复垦土壤纤维
素分解菌数量也明显降低 ,这使得积累在土壤中的
植物残体难以分解. 此外 ,土壤中蔗糖酶、脲酶和蛋
白酶都直接参与 C、N 的周转和循环[26 ] ,矿区复垦
土壤中蔗糖酶、脲酶和蛋白酶的酶活性也有不同程
度的降低 ,这也必然在一定程度上抑制 C、N 的转
化 ,使土壤生化作用强度下降 (表 5) . 因此 ,在恢复
一个受重金属污染退化的矿区生态系统时 ,不仅要
恢复地上部分的植被 ,还要恢复地下部分的土壤微
生物群落 ,重建土壤微生物生态系统.
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作者简介 　龙 　健 ,男 ,1974 年生 ,博士生 ,主要从事土壤微
生物生态、土壤生物化学方面的研究 ,发表论文 10 篇. E2mi2
al :longjian22 @163. com
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