全 文 ：根瘤菌对土壤铜、锌和镉形态分配的影响 3
陈雯莉　黄巧云 3 3 　郭学军
(华中农业大学资源环境系教育部农业微生物重点实验室 ,武汉 430070)
【摘要】　以湖南郴州红壤和河北巩义褐土为供试土壤 ,制备 Cu、Zn、Cd 污染土壤 ,接种大豆根瘤菌 ( Rhi2
zobium f redii) HN01 ,用连续提取法浸提土壤中不同形态的重金属. 结果表明 , 褐土接种根瘤菌后固相结
合态 Zn 总量降低 10 % ,专性吸附态、氧化锰结合态和有机结合态 Zn 减少达 9 %～26 %. 红壤中结合态 Zn
的总量变化不显著 ,但专性吸附态和氧化锰结合态 Zn 含量显著减少 ,交换态 Zn 含量显著增加. 褐土中接
种根瘤菌抑制了 Cu 向土壤溶液的释放 ,固相结合态 Cu 总量增加 18 % ,可交换态、专性吸附态、氧化锰结
合态和有机结合态的 Cu 增加 20 %～54 %. 接种根瘤菌对土壤中 Cd 的溶解没有明显的抑制或促进作用 ,
但改变了红壤中各形态 Cd 的含量高低顺序. Cd 污染红壤中可交换态和有机结合态 Cd 含量分别增加
22 %和 11 % ,专性吸附态和氧化锰结合态 Cd 分别减少 14 %和 29 %. 根瘤菌对不同类型重金属及不同土
壤中重金属形态影响的差异主要与土壤 p H 降低有关.
关键词 　土壤 　根瘤菌 　铜 　锌 　镉 　重金属形态
文章编号 　1001 - 9332 (2003) 08 - 1278 - 05 　中图分类号 　X53 　文献标识码 　A
Effects of rhizobia on morphological distribution of Cu, Zn and Cd in soil. CHEN Wenli , HUAN G Qiaoyun ,
GUO Xuejun ( Key L aboratory of A gricultural Microbiology , Minist ry of Education , Depart ment of Resources
and Envi ronmental , Huaz hong A gricultural U niversity , W uhan 430070 , China) . 2Chin. J . A ppl . Ecol . ,
2003 ,14 (8) :1278～1282.
Red soil from Chenzhou of Hunan and brown soil from Gongyi of Henan were collected and treated with Cu
(NO3) 2 , Zn (NO3) 2 or Cd(NO3) 2 , respectively for 2 weeks ,and Rhizobium f redii strain HN01 was inoculated.
Sequential extraction method was employed to investigate the forms of Cu , Zn and Cd in the examined soils with
the absence and presence of rhizobia. The results showed that after inoculation ,the total amount of solid2bound
Zn decreased 10 % ,and the amount of Zn associated with carbonate , Mn oxides ,and organic matter fraction de2
creased 9～26 %. No significant change was observed for the total amount of Zn combined with the solid phase
of red soil in the presence of rhizobia. However , the amount of specifically adsorbed and Mn oxides bound Zn de2
creased , while the amount of exchangeable Zn increased. Inoculation of rhizobia depressed the release of Cu to
the soil solution ,and increased the total amount of Cu associated with the solid phase of brown soil. The increase
of the amount of exchangeable Cu and of the Cu in fractions of carbonate , Mn oxides and organic matter ranged
from 20 % to 54 %. There was no significant change for the level of Cd in the solution in both soils after rhizobia
inoculation. The amount of exchangeable and organic Cd increased 22 % and 11 % , while the specifically ad2
sorbed ,and Mn oxides bound Mn decreased 14 % and 29 % , respectively. The different influence of rhizobia on
the morphological distribution of test heavy metals in two soils was mainly ascribed to the soil p H changes.
Key words 　Soil , Rhizobia , Copper , Zinc , Cadmium , Fractionation.3 国家自然科学基金资助项目 (20077010) .3 3 通讯联系人.
2001 - 11 - 05 收稿 ,2002 - 07 - 09 接受.
1 　引 　　言
重金属是土壤及有关环境中的重要污染物. 近
年来 ,人类活动引起的重金属向土壤环境的释放呈
加剧的趋势[12 ,13 ] . 土壤中的重金属可以多种形态存
在 ,它们处于动态平衡 ,决定着重金属的迁移、活性
和生物有效性. 一般认为 ,土壤重金属的形态主要
有 :可溶态、交换态、碳酸盐结合态或专性吸附态、铁
锰氧化物结合态、有机态和残渣态等 ,对这些形态的
区分多采用化学选择性连续提取方法[2 ,11 ,14 ] . 土壤
中重金属的形态转化受到多种因素的制约 ,特别是
各种有机、无机胶体组分对重金属离子的吸附、固
定、络合、溶解和氧化还原等等. 以往对不同类型土
壤中重金属形态的区分、有机物料对土壤重金属形
态的影响以及重金属的形态与有效性的关系等都有
较多的研究报道[12 ,16～19 ] . 土壤微生物特别是细菌 ,
数量众多、比表面积大、带电、代谢活动旺盛 ,可通过
多种方式影响土壤重金属的活性[6 ] . 研究微生物对
重金属污染土壤的修复是当今环境科学领域中的一
个重要热点[1 ] . 已有的研究表明 ,细菌可以显著提
高土壤对 Cu、Cd 等重金属离子的吸附量[7 ] . 在同等
数量的情况下 ,细菌对重金属的吸附量大于蒙脱石、
高岭石、蛭石等无机土壤组分[9 ,10 ] . 对真菌而言 ,菌
应 用 生 态 学 报 　2003 年 8 月 　第 14 卷 　第 8 期 　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　
CHIN ESE JOURNAL OF APPL IED ECOLO GY ,Aug. 2003 ,14 (8)∶1278～1282
根际土壤中交换态 Cu 以及有机态 Cu、Zn、Pb 的含
量均显著高于非根际土壤和无菌根真菌的根际土
壤[8 ] . 然而 ,有关细菌如何影响土壤重金属的形态
方面的报道较少.
　　本文以我国两种地带性土壤为供试土壤 ,以快
生型大豆根瘤菌为实验菌株 ,探讨接种根瘤菌对土
壤 Cu、Zn、Cd 形态转化的影响 ,为深入研究重金属
的环境化学行为 ,特别是为阐明根际土壤重金属的
生物化学转化特点奠定基础 ,为重金属污染土壤的
生物修复提供理论依据.
2 　材料与方法
211 　污染土壤的制备材料来源与驯养
供试红壤和褐土分别采自湖南郴州和河南巩义 ,采样点
以及供试土壤基本性状见表 1. 土壤经自然风干、磨细以后 ,
过 1 mm 筛. 分别称取 100 g 红壤和褐土于 300 ml 的离心管
中 ,按液土 2∶1 分别加入 5 mmol·L - 1的 Cu(NO3) 2 、5 mmol·
L - 1的 Zn (NO3) 2 和 0. 4 mmol·L - 1的 Cd(NO3) 2 溶液 200 ml
土壤悬液在 25 ℃下振荡 (150 r·min - 1) 24 h ,然后在 5000 r·
min - 1的速度下离心 10 min ,弃去上清液. 处理后的土壤样品
用去离子水洗涤 3 次 ,风干 ,磨细过 60 目筛 ,备用.
表 1 　供试土壤的基本特性
Table 1 Basic properties of tested soils
土壤
Soil
取样地点
Sampling
location
深度
Depth
(cm)
p H
( H2O)
粘粒
Clay
(g·kg - 1)
有机质
O. M
(g·kg - 1)
CEC
(cmol ( + )
·kg - 1)
粘粒矿物组合
Clay mineral
association
红壤 湖南郴州 0～20 4. 0 48 26. 7 10. 5 高岭石 ,水云母 ,1. 4 nm 过渡矿物
Red soil Chenzhou , Hunan Kaolinite , illite , 1 . 4 nm intergrade
mineral
褐土 河南龚义 0～20 7. 0 19. 4 12. 6 13. 1 水云母 ,蒙脱石 ,绿泥石 I Illite ,
Cinnamon soil Gongyi ,Henan montmorillonite , chlorite
212 　供试根瘤菌菌株的筛选
将 30 个根瘤菌菌株分别接种到含不同浓度 (0. 1～1. 0
mmol·L - 1) CdCl2 或 Cu (NO3) 2的 YMA 培养基 (琼脂 12 g·
L - 1 , 甘露醇 10. 0 g·L - 1 ,酵母粉 0. 4 g·L - 1 , K2 HPO4 0. 5 g·
L - 1 , NaCl 0. 1 g·L - 1 ,MgSO4·7H2O 0. 2 g·L - 1 ,CaCl2·6H2O
0. 1 g·L - 1 ,p H (6. 8～7. 2)中 ,28 ℃培养 24～48 h ,从能长出
菌落的根瘤菌中选出 1 个作为供试菌株. 经过复证后 ,将筛
选得到的能抗 0. 4 mmol·L - 1 Cd2 + 和 0. 4 mmol·L - 1 Cu2 + 的
根瘤菌 HNO1 接种到 YMA 液体培养基中 ,28 ℃下培养 24
h ,16 000 ×g 离心 4 min ,弃去上清液 ,用去离子水洗涤菌体 2
～3 次.
213 　土壤中根瘤菌的接种
称取制备的 Cu、Zn 和 Cd 污染土壤 2. 00 g 于 250 ml 的
三角瓶中 ,加 YMA 培养基 100 ml ,高温湿热间歇灭菌 2 次 ,
每次 30 min. 灭菌后的土样中接种根瘤菌 ,在 28 ℃下振荡培
养 (200r·min - 1) ,48 h 后进行细菌平板记数 ,继续培养. 培养
2 周后取样 ,进行杂菌检验 ,同时测定土壤溶液的 p H. 将土壤
悬液转移至 100 ml 的离心管中 ,8000 r·min - 1离心 10 min ,
测定上清液中 Cu、Zn、Cd 的浓度 ,此为水溶态或土壤溶液中
的重金属 ,残渣用于土壤固相结合态 Cu、Zn 和 Cd 的化学形
态分级。实验均设接种和不接种 2 个处理 ,3 次重复.
214 　土壤 Cu、Zn 和 Cd 化学形态的分级
根据 Alef 等[2 ]的连续浸提法 ,进行土壤固相结合态 Cu、
Zn 和 Cd 的分级. 土样分别用 1mol·L - 1NH4NO3 提取交换态
( Exch. )重金属 ;用 1 mol·L - 1 NH4OAc (p H 6. 0) + 1 mol·
L - 1NH4NO3提取碳酸盐结合态或专性吸附态 (Carb. ) 重金
属 ;用 0. 1mol·L - 1 NH2OH2HCl + 1mol·L - 1 NH4OAc (p H
6. 0) 提取氧化锰结合态 (Mn)结合态重金属 ;用 0. 025 mol ·
L - 1NH42EDTA + 1mol·L - 1 NH4OAc 提取有机结合态 (O.
M)重金属 ;用 0. 2mol·L - 1草酸铵 (p H 3. 25 ,黑暗振荡) 提取
非晶形铁结合态 (N2Fe)重金属 ;用 0. 1 mol·L - 1抗坏血酸 +
0. 2 mol·L - 1草酸铵 (p H 3. 25 黑暗 ,96 ±3 ℃) 提取晶形铁结
合态 (C2Fe)重金属 ;最后用 70 %～72 % HClO4 + 65 % HNO3
(80～120 ℃) + 5 mol·L - 1 HNO3 提取残渣态 (Res. )重金属.
每次提取及离心后的上清液中 Cu、Zn、Cd 的含量用原子吸收
光谱测定.
3 　结果与分析
311 　根瘤菌对土壤 p H 的影响
　　由表 2 可见 ,重金属处理的红壤和褐土中接种
根瘤菌培养 2 周后 ,土壤 p H 值都有所降低接种根瘤
菌后的 Cu、Zn 和 Cd 处理红壤的 p H 分别比对照 (不
接种) 降低了 0. 5、0. 5 和 0. 4 个单位 ,而 Cu、Zn 和
Cd 处理褐土的 p H 比对照的分别降低 0. 5、1. 2 和
0. 7 个单位. 接种根瘤菌后土壤 p H 的降低主要与根
瘤菌在代谢过程中分泌有机酸等多种代谢产物有
关[20 ] . 相对而言 ,接种根瘤菌后褐土的 p H 变化大于
红壤. 对褐土而言 ,接种根瘤菌后 ,Cu 处理 p H 降低
幅度最小 ,Zn 处理 p H 的降低最显著. 这与 2 种土壤
中根瘤菌的生长状况不同有关. 菌检结果表明 ,褐土
中活细菌数一般比红壤的高两个数量级 ,Zn 处理褐
土中活细菌数比铜处理褐土高 1 个数量级.
312 　土壤中 Zn 的形态
　　在不接种根瘤菌的红壤中各形态 Zn 的含量依
次为 :有机结合态 (100mg·kg - 1 ) > 晶形铁结合态
(83. 7 mg·kg - 1)〉残渣态 (75. 9 mg·kg - 1) > 氧化锰
97218 期 　　　　　　　　　　　　　陈雯莉等 :根瘤菌对土壤铜、锌和镉形态分配的影响 　　　　　　
表 2 　接种和不接种根瘤菌土壤的 pH值
Table 2 pH values of soils in the absence and presence of rhizobia
土壤
Soil
Cu
不接种
- Rhzobia
接种
+ Rhizobia
Zn
不接种
- Rhzobia
接种
+ Rhizobia
Cd
不接种
- Rhzobia
接种
+ Rhizobia
红壤 Red soil 5. 51 5. 00 5. 67 5. 25 5. 76 5. 38
褐土 Cinnamon soil 6. 99 6. 56 6. 89 5. 72 6. 98 6. 25
结合态 (45. 5 mg·kg - 1 ) 、专性吸附态 ( 45. 7 mg·
kg - 1) > 可交换态 (20. 3 mg·kg - 1) (图 1) ;水溶态 Zn
含量为 0. 15 mg·kg - 1 . 接种根瘤菌培养 2 周后 ,除
可交换态 Zn 增加 9. 7 mg·kg - 1外 ,其余形态 Zn 的
含量均有所降低 ,减少幅度为 3～11 mg·kg - 1 . 虽然
接种根瘤菌对红壤水溶态 Zn 和固相结合态 Zn 总量
的影响不大 ,但很明显 , 根瘤菌的作用使固相结合
态 Zn 中部分低活性形态的 Zn 转化为高活性的 Zn.
对褐土而言 ,在未接种根瘤菌土壤中各形态 Zn 含量
图 1 　红壤和褐土中 Zn 的形态
Fig. 1 Speciations of Zn in red soil and cinnamon soil.
顺序为 :专性吸附态或碳酸盐结合态 (215 mg·kg - 1)
> 有机结合态 (141 mg·kg - 1) > 氧化锰结合态 (84.
5 mg·kg - 1) 、非晶形铁结合态 (83. 7 mg·kg - 1) 、晶
形铁结合态 (82. 8 mg·kg - 1 ) > 残渣态 (75. 4 mg·
kg - 1) > 交换态 (7 mg·kg - 1) > 水溶态 (0. 2 mg·
kg - 1) . 其中 ,专性吸附态 Zn 的含量最高 ,占 31 %.
接种根瘤菌后 ,水溶态 Zn 增加 1 mg·kg - 1 , 交换态
Zn 增加 7. 4 mg·kg - 1 ,专性吸附态、氧化锰结合态、
有机结合态以及非晶形铁结合态 Zn 减少 4～36 mg
·kg - 1 ,晶形铁结合态和残渣态 Zn 变化不大. 接种根
瘤菌后 ,褐土固相结合态 Zn 的总量比不接种减少
66 mg·kg - 1 ,降低 10 %. 这意味着根瘤菌的作用导
致褐土中较多的固相结合态 Zn 向溶液态及交换态
转化. 可见 ,无论是红壤还是褐土 ,根瘤菌均在一定
程度上使土壤中的 Zn 得到活化.
313 　土壤中 Cu 的形态
　　由图 2 可见 ,在未接种根瘤菌的 Cu 处理红壤
中 ,各种形态 Cu 的含量依次为 :有机结合态 (74. 8
mg·kg - 1) > 残渣态 (55. 4 mg·kg - 1) > 晶形铁结合
态 (50. 7 mg·kg - 1) > 专性吸附态 (35. 3 mg·kg - 1)
> 非晶形铁结合态 (32 mg·kg - 1) > 氧化锰结合态
(10. 3 mg·kg - 1) > 交换态 (8. 7 mg·kg - 1) ,固相结
合态 Cu 的总量为 266 mg·kg - 1 ,未检测出水溶态
Cu. Ramos 等 [12 ]以及 Ma 等[11 ]也认为 ,土壤中的 Cu
主要以残渣态和有机结合态为主 ,土壤接种根瘤菌
后 ,交换态 Cu 略有增加 (2. 4 mg·kg - 1) ,其它形态
Cu 的含量与不接种土壤相比 ,没有显著差异.
　　不接种根瘤菌的 Cu 处理褐土各形态 Cu 含量
顺序为 :有机结合态 (107 mg·kg - 1) > 晶形铁结合态
(83. 2 mg·kg - 1 ) > 非晶形铁结合态 ( 68. 8 mg·
kg - 1) 、专性吸附态 (64 mg·kg - 1) > 氧化锰结合态
(38. 6 mg·kg - 1) > 可交换态 (34. 2 mg·kg - 1) > 残
渣态 (20mg·kg - 1 ) > 水溶态 (5 . 2 mg·kg - 1 ) . 接种
根瘤菌使褐土各形态 Cu 含量顺序发生了较大变化 ,
图 2 　红壤和褐土中 Cu 的形态
Fig. 2 Speciations of Cu in red soil and cinnamon soil.
0821 应 　用 　生 　态 　学 　报 　　　　　　　　　　　　　　　　　　14 卷
依次为 :有机结合态 > 专性吸附态 > 晶形铁结合态
> 非晶形铁结合态 > 可交换态 > 氧化锰结合态 >
残渣态 > 水溶态 , 水溶态 Cu 含量显著降低 (3. 9
mg·kg - 1) ,固定态 Cu 的总量比不接种的土壤增加
73 mg·kg - 1 ,增长达 18 % ,其中交换态、专性结合态
(碳酸盐结合态) 、氧化锰结合态及有机结合态 Cu 的
含量增加了 8～34 mg·kg - 1 . 由此可见 ,根瘤菌对褐
土中 Cu 形态的影响显著大于对红壤 Cu 形态的影
响 ,且其作用是在一定程度上抑制了固相结合态 Cu
的溶解.
314 　土壤 Cd 的形态
　　由图 3 表明 ,对照的 Cd 处理红壤除专性吸附态
Cd 含量较高外 (11 mg·kg - 1) ,其它各形态 Cd 含量
在 2. 3～3. 7 mg·kg - 1之间 ,未能检测出水溶态 Cd.
接种根瘤菌后 ,专性吸附态和氧化锰结合态 Cd 含量
降低 1～1. 5 mg·kg - 1 ,交换态和有机结合态 Cd 的
含量增加 0. 4～0. 5 mg·kg - 1 ,说明根瘤菌有活化土
壤 Cd 的作用. 从接种根瘤菌处理改变了红壤各形态
Cd 含量高低顺序来看 ,根瘤菌的作用可能使部分专
性吸附态及氧化物结合态 Cd 向交换态 Cd 转化 ,与
菌根真菌对土壤 Cd 形态的影响有所不同. 黄艺等[8 ]
报道 ,受菌根真菌的影响 ,根际土壤交换态 Cd 的含
量低于非根际土壤. 在不接种根瘤菌的 Cd 处理褐土
中碳酸盐结合态或专性吸附态 Cd 达 28. 7 mg·kg - 1 ,
图 3 　红壤和褐土中 Cd 的形态
Fig. 3 Speciations of Cd in red soil and cinnamon soil.
其它各形态 Cd 的含量在 1～4 mg·kg - 1之间 ,Ramos
等[12 ]也认为 ,Cd 要存在于碳酸盐组分中. 接种根瘤
菌处理的褐土中各形态 Cd 的分配与对照差异不明
显. 以上结果表明 ,根瘤菌对红壤 Cd 形态的影响大
于其对褐土 Cd 形态的影响.
4 　讨 　　论
　　在供试的红壤和褐土中接种根瘤菌的实验结果
表明 ,细菌及其代谢活动在一定程度上改变了 Cu、
Zn、Cd 在不同土壤固相组分中的分布 ,以及它们向
土壤溶液的释放数量. 根瘤菌的这种影响有的表现
为促进作用 ,有的则表现为抑制作用. 细菌的这些作
用主要可能是通过分泌质子、氨基酸以及各种有机
酸 ,提高体系的酸度 ,溶解重金属 ,或者利用代谢产
物与重金属配合改变其形态[6 ] . 测定接种处理的红
壤和褐土 p H 值的表明 ,接种土壤的 p H 比不接种的
要低 0. 5 个单位以上. Xian[19 ]报道 ,当水稻土 p H 从
7. 0 降至 4. 5 时 ,交换态 Zn 含量增加 ,专性吸附态
或碳酸盐结合态 Zn 含量降低 ,铁锰氧化物结合态
Zn 含量略有降低 ,而有机态和残渣态 Zn 的数量不
变. 快生型大豆根瘤菌在代谢过程中能分泌有机酸
和各种氨基酸等代谢产物[20 ] . 在褐土中接种根瘤菌
后 ,体系的 p H 降低 1. 2 个单位 ,Zn 的解吸量比对照
增加 66 mg·kg - 1达 10 % ;专性吸附态、氧化锰结合
态和有机结合态 Zn 数量比不接种降低 9 %～26 %.
但是 ,接种根瘤菌后 Cu 处理褐土体系 p H 降低幅度
只有 0. 5 个单位 ,由酸度的降低以及有机配体的分
泌而引起的固定态 Cu 的转化相对较少.
　　细菌还可以通过其体细胞吸附和吸收重金属离
子[15 ] ,或细菌与土壤胶体组分相互作用后共同固定
重金属离子[3 ] . 这些被微生物吸附或吸收的重金属
离子的活性与土壤无机或有机胶体固定的重金属离
子显著不同[5 ] . 因此 ,细菌等微生物对土壤重金属的
活性有两方面的影响 :当溶解作用占主导地位时 ,土
壤中活性较高的重金属形态的含量增加 ;而当吸附
固定及配合作用占优势时 ,则导致活性较高的重金
属形态向稳定的形态转化 ,重金属的活性降低. 在供
试的 3 种重金属离子中 ,Cu 的配合能力最强 ,根瘤
菌与土壤复合体对 Cu 的吸附固定能力较强 ,促进土
壤吸附固定 Cu 的作用比溶解 Cu 的作用显著. 因
此 ,在 Cu 处理褐土中接种根瘤菌以后 ,Cu 的溶解和
解吸受到一定程度的抑制 ,固相结合态 Cu 的总量比
不接种处理高 18 % ,交换态、专性吸附态、氧化锰结
合态和有机结合态 Cu 的含量升高达 20 %～54 %.
18218 期 　　　　　　　　　　　　　陈雯莉等 :根瘤菌对土壤铜、锌和镉形态分配的影响 　　　　　　
接种根瘤菌对褐土 Cd 的形态影响较小 ,这可能是因
为在供试的 2 种土壤中根瘤菌对 Cd 的溶解作用和
固定作用处于相持状态 ,也可能在是供试条件下 Cd
含量较低的缘故.
　　接种根瘤菌后红壤各形态 Zn 和 Cu 的变化没有
褐土显著 ,这与两种土壤中细菌的生长状况不同有
关. 供试红壤 p H 较低 ,体系中根瘤菌的代谢活动相
对较弱 ,无论是分泌物的数量还是细菌本身对重金
属离子的固定量都比褐土体系少 ,因此红壤中添加
根瘤菌后 ,Cu、Zn 形态的转化不甚明显. 适宜的酸度
及充足的营养条件 (特别是易被微生物利用的营养
物质)可促进微生物对重金属的溶解[4 ] . 由此可见 ,
微生物的代谢活动只有在相对比较旺盛的条件下 ,
才有可能对土壤重金属产生比较显著的影响.
　　试验结果表明 ,土壤中接种根瘤菌后 ,细菌的代
谢活动对重金属形态的影响主要集中在交换态、专
性吸附态、氧化锰结合态和有机结合态 ,而对氧化铁
和残渣态的重金属含量影响不明显. 一般而言 ,土壤
中以交换态、专性吸附态、氧化锰结合态和有机结合
态生物有效性较高 ,非晶形铁、晶形铁、残渣态结合
态重金属的生物有效性较低. 这说明细菌对土壤重
金属形态的影响主要反映在对土壤中活性和生物有
效性较高的重金属形态方面. 因此 ,利用这些土壤
时 ,应充分认识到土壤细菌对重金属活性的影响. 在
植物营养及污染土壤的修复实践中可以根据需要适
当调节土壤微生物的数量、代谢活动等 ,达到降低或
提高土壤重金属活性的目的. 此外 ,随着土壤类型和
重金属种类的不同 ,根瘤菌的代谢活动对土壤中的
重金属的形态影响有较大的差异. 因此 ,对不同类型
重金属的污染以及不同性质的土壤 ,采用的微生物
学调控方法和措施应有所不同.
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作者简介 　陈雯莉 ,女 ,1968 年生 ,博士 ,副教授 ,主要从事土
壤与环境微生物方面的研究 ,发表论文 20 余篇. E2mail :
wlchen @mail. hzau. edu. cn
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