全 文 ：五节芒定居对尾矿砂重金属形态与微生物的影响＊
杨静丹＊＊　陈友静　张崇邦　王　江
(台州学院生命科学学院 , 浙江临海 317000)
摘　要　在浙江三门尾矿砂堆积地上按定居程度选择 4个五节芒(Miscanthusfloridulus)定
居样地 ,同时以尾矿砂裸地为对照样地 ,分别研究了五节芒定居对尾矿砂重金属(铅 、锌 、铜
和镉)形态转化 、尾矿砂微生物参数以及二者之间关系的影响 。结果表明:五节芒自然定居
显著地提高了尾矿砂碳酸盐结合态和硫化物-有机物结合态重金属的含量(P<0.05),降低
了尾矿砂阳离子交换态 、铁 -锰氧化物结合态和残渣态重金属含量(P<0.05);除了微生物
呼吸熵显著下降(P<0.05)、生物量碳熵不规则变化以外 ,其他尾矿砂微生物参数均随着五
节芒自然定居而显著提高(P<0.05);典范相关分析表明 ,尾矿砂微生物参数的总体变化与
尾矿砂碳酸盐结合态和硫化物-有机物结合态重金属的含量呈显著正相关(R2 =0.9874,
0.9939),而与尾矿砂阳离子交换态 、铁-锰氧化物结合态和残渣态重金属含量呈显著负相
关(R2 =0.9972, 0.9964, 0.9949)。
关键词　五节芒;尾矿砂;重金属形态;微生物
中图分类号　X53　文献标识码　A　文章编号　1000-4890(2009)05-0907-08
EfectsofMiscanthusfloridulusnaturalinhabitationonheavymetalsformsandmicrobialparametersinminetailings.YANGJing-dan, CHENYou-jing, ZHANGChong-bang, WANG
Jiang(SchoolofLifeSciences, TaizhouUniversity, Linhai317000, Zhejiang, China).ChineseJournalofEcology, 2009, 28(5):907-914.
Abstract:SelectingfoursiteswithdiferentdegreesofMiscanthusfloridulusnaturalinhabitationandonebaresiteinSanmenminetailingsofZhejiangProvinceastestobjectives, thispaperstud-
iedtheefectsofM.floridulusinhabitationontheheavymetals(Pb, Zn, Cu, andCd)formtransformation, microbialparameters, andtheirrelationshipsintheminetailings.Theresultsin-
dicatedthatM.floridulusnaturalinhabitationincreasedthefractionsofcarbonates-boundandsulphides-organicmater-boundheavymetals(P<0.05), butdecreasedthoseofexchangeable,
iron-manganeseoxides-bound, andresidualheavymetals(P<0.05).Exceptthedecreaseofmicrobialrespirationquotient(P<0.05)andnoregularchangeofmicrobialbiomasscarbon
quotient, theothermicrobialparametersincreasedwithincreasingnaturalinhabitationofM.flo-ridulus(P<0.05).Canonicalcorelationanalysis(CCA)showedthattheoveralchangesof
microbialparametershadsignificantpositivecorrelationswiththefractionsofcarbonates-boundandsulphides-organicmater-boundheavymetals(R2 =0.9874, 0.9939), andsignificantneg-
ativecorrelationswithexchangeable, iron-manganeseoxides-bound, andresidualheavymetals(R2 =0.9972, 0.9964, 0.9949).
Keywords:Miscanthusfloridulus;minetailings;heavymetalsform;microbe.
＊浙江省科技厅新苗人才培养计划项目与浙江省台州学院博士启动
基金资助项目。
＊＊通讯作者 E-mail:yangjingdan@tzc.edu.cn
收稿日期:2008-08-17　　接受日期:2008-12-18
　　众所周知 ,仅凭总的重金属浓度来考察重金属
的生物有效性以及人类健康风险是不够的(Luoet
al., 2006)。土壤重金属以不同形态存在于土壤中 ,
在形态上的差异常常会影响其各自的毒性 、可迁移
性和生物可获得性(Morgan＆ Stumm, 1995),所以
对重金属存在形态进行量化对于评价环境污染是非
常重要的(Abolinoetal., 2002)。同时 ,由于土壤微
生物是土壤有机质和土壤养分转化和循环的动力 ,
它参与土壤中有机质的分解 、腐殖质的形成 、土壤养
分转化和循环等过程 ,对土壤中养分供应起着重要
作用 ,并且对环境扰动非常敏感(Mummeyetal.,
生态学杂志 ChineseJournalofEcology　2009, 28(5):907-914　　　　　　　　　　　　　
DOI :10.13292/j.1000-4890.2009.0138
2002),所以将土壤微生物参数用作评价土壤质量
改变的指标已受到广泛重视(Mummeyetal., 2002;
Kelyetal., 2003)。土壤微生物生物量碳 、氮和磷
分别占土壤有机碳 、总氮和总磷的 1% ～ 4%、2% ～
6%和 1% ～ 2% (Jenkinson, 1988;Anderson＆
Domsch, 1989),微生物生物量碳 、氮和磷是土壤碳 、
氮和磷库的重要组成成分。土壤微生物基础呼吸 、
基质诱导呼吸等指标均可以反映微生物在环境中的
生理活性强度 ,并且与环境变化密切相关 。因而 ,上
述微生物指标也常被建议作为评估土壤质量变化的
重要指标(Waldropetal., 2000)。
尾矿沙是在选矿过程中 ,通过矿石粉碎 、定向化
学浸提和浮选后被遗弃的矿石提取残余物 。其成分
以沙粒和粉粒为主 ,重金属含量高 、有机质极其贫
乏 ,是一种极难治理的矿业废弃地类型(束文圣等 ,
2003;衣德强等 , 2006),对其进行人工植被恢复一直
是生态学者广泛关注的重要研究内容之一 。五节芒
(Miscanthusfloridulus)是隶属于禾本科芒属的多年
生草本植物 ,主要分布于中国的亚热带地区(Kaoet
al., 1998)。五节芒根系发达 、生物量大 ,生长快速 、
抗逆性强 ,常生长在岩石缝隙和石砾堆上 (Penget
al., 2006;Scebbaetal., 2006)。根据现有研究资
料 ,五节芒与重金属关系的研究已有相关报道 。周
兴等(2003)和任立民等(2006)分别对广西刁江流
域有色金属矿区和大新县锰矿区植物的调查研究表
明五节芒对砷 、锌和镍均具有较强的吸收能力;孙健
等(2006)对湖南郴州铅锌矿区土壤和植物重金属
污染进行了调查分析 ,提出五节芒对铅和锌具有较
强的吸收与转运能力 。尽管如此 ,但五节芒对铅 、
锌 、砷 、锰和镍等重金属的吸收均未达到超富集标
准 ,被认为属于重金属耐性植物 (Pengetal.,
2006)。根据 Boularbah等(2006)的标准 ,五节芒属
于重金属超耐性植物 。
本研究选择浙江省台州市三门 Pb/Zn冶炼厂
附近尾矿砂堆积地为样地 ,在确定五节芒定居梯度
的基础上 ,收集根际尾矿砂样品 ,分别测定尾矿砂重
金属不同结合态含量 ,尾矿砂微生物生物量碳 、氮 、
磷 ,基础呼吸和基质诱导呼吸 ,探讨在非人工辅助条
件下五节芒自然定居对尾矿砂重金属的存在形态和
尾矿砂微生物参数的作用规律 ,为五节芒应用于尾
矿砂堆积地植被恢复提供理论依据。
1　研究地区与研究方法
1.1　样地概况
三门 Pb/Zn冶炼厂位于浙江省台州市三门县
郊区(29°02′17″N, 121°38′13″E)。该厂 1972年开始
生产 ,主要是通过选矿 ,从中提取铅和锌 。由于环境
污染问题一直未能解决 , 1996年浙江省台州市环保
局强制性地关闭了该冶炼厂。 20多年生产形成的
废弃矿渣被堆积在山谷里 ,并将缺口处用石头砌成
了坝体 ,以防尾矿砂流失。目前五节芒在尾矿砂堆
积地上已成功地自然定居 ,生长良好 ,覆盖了整个尾
矿砂堆积地的 80%以上 , 并且在早期定居的地段
(尾矿砂堆积地边缘)上还有零星的葛藤(Pueraria
lobata)、白茅 (Imperatacylindrica)、芦竹 (Arundo
donax)等植物分布于五节芒种群落中。
1.2　野外调查与样品收集
主要根据五节芒的盖度 ,按从小到大选定 4个
定居梯度(Ⅰ 、Ⅱ、Ⅲ、Ⅳ),同时设置光板地为对照
(CK),共 5个梯度。在每个梯度上 ,分别选择 3个
重复样地 。在每个样地中 ,用镐头挖出植物根系 ,根
际尾矿砂采用手抖法进行收集 ,即拔出根系 ,抖掉与
根系粘附程度较小的土 ,然后紧密附着在根上的土
即为根际土(Baudoinetal., 2002)。将根际土样就
地过筛(2 mm),分 2份分装在 2个塑料封口袋中。
运回实验室后 , 1份土样保存在 4 ℃冰箱中用于分
析微生物指标 , 1份放在室温下风干 ,研磨后用于分
析尾矿砂重金属指标。
1.3　尾矿砂金属结合态分析
尾矿砂重金属 Pb、Zn、Cu、Cd的形态分析采用
Tessier等(1979)的五步提取方法进行。针对每一
个尾矿砂样品(1 g过 1 mm筛的风干土),首先加 8
ml的 1 mol·L-1的 MgCl2溶液(pH7.0),室温下振
荡(200r·min-1)提取 1 h,上清液中的重金属即为
阳离子可交换态成分;然后残余尾矿砂用 8 ml的酸
性提取液(1 mol· L-1ofCH3COONa,用 CH3CO-OH
调 pH=5)进行摇床提取 6 h,即为碳酸盐结合态成
分;再向第 2次提取的残余尾矿砂中加 20 ml的
0.04mol·L-1盐酸羟氨溶液(将 NH2OH·HCl溶解
在 25%的 CH3COOH中),在(96±3)℃下振荡提取
(200 r·min-1)6 h,即为铁 -锰氧化物结合态成分;
向第 3次提取的残余尾矿砂中加 3 ml的 0.02 mol
·L-1HNO3和 5 ml30%的 H2O2(用 HNO3调节 pH
=2)溶液 ,在(85±2)℃下摇床提取 6 h,冷却后再
908 　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　生态学杂志　第 28卷　第 5期　
加 5 ml3.2 mol· L-1的 CH3COONH4溶液 ,进一步
提取 0.5 h,即为有机结合态成分;将第 4步提取残
余尾矿砂中加 7ml65%的 HNO3和 7ml40%HF,并
在 140℃下进行微波消解 6 h,取出蒸干 ,再用 2 ml
HNO3 、2mlHCl和 10mlH2O2溶解 ,进一步微波消解
6 h。五步尾矿砂重金属提取液用电感藕合等离子体
发射光谱仪(ICP-OES, Perkin-Elmer, USA)测定。
1.4　尾矿砂微生物参数分析
尾矿砂微生物生物量碳 、生物量氮和生物量磷
分别采用氯仿熏蒸提取滴定 、茚三酮反应和钼锑抗
比色技术进行测定(Brookesetal., 1982;Sparling＆
West, 1988;Joergensen＆ Brookes, 1990), 基础呼吸
与基质诱导呼吸(SIR)用碱吸收滴定法(Isermayer,
1952;Anderson＆ Domsch, 1978)测定 ,文中数据均
以干质量计 。
1.5　数据分析
首先采用 SPPS10.0统计软件对所测定数据进
行单因素方差分析 (one-wayanalysisofvariance,
ANOVA),以检验各指标平均值在 5个研究样地之
间的差异显著性 。同时 ,利用主分量分析(principal
componentsanalysis, PCA)的方法考察尾矿砂重金属
结合态和尾矿砂微生物参数能否清楚区分 5个研究
样地。在上述统计分析基础上 ,本文采用典范相关
分析(canonicalcorelationanalysis, CCA)评估尾矿
砂微生物参数与尾矿砂重金属结合态含量之间关
系 。由于典范相关分析严格要求变量数应小于样本
数 ,所以本文将尾矿砂微生物参数作为因变量 ,分别
将 5种尾矿砂重金属结合态作为自变量进行 5次典
范相关分析 。
2　结果与分析
2.1　尾矿砂重金属不同结合态的变化
从图 1可以看出 ,在用 MgCl2溶液提取的 4种
重金属中 , 5个研究样地尾矿砂中均以 Zn和 Pb的
含量最高 (1903.33 ～ 50.47 mg· kg-1;1051.18 ～
2.00mg· kg-1), Cd含量居中(0.64 ～ 0.38 mg·
kg-1), Cu的含量最低(0.40 ～ 0.13 mg·kg-1)。随
着五节芒定居程度的提高 ,与对照样地 CK的重金
属含量 (Zn1903.33 mg· kg-1 , Pb1051.18 mg·
kg-1 , Cd0.64mg· kg-1 , Cu0.40 mg·kg-1)相比 , 4
种重金属的可交换量均显著下降(P<0.05),其中
在样地 Ⅳ尾矿砂中降低的最显著(Zn50.47 mg·
kg-1 , Pb2.00 mg· kg-1 , Cd0.38 mg· kg-1 , Cu
图 1　5个研究样地中 4种尾矿砂重金属不同形态含量
Fig.1　Contentsoffoursoilheavymetalspeciationsin
minetailingsandsamongfivesamplingsites
中不同字母(a、b、c和 d)分别表示测定数据在各样地之间差异显
著 ,相同字母的数据表示样地之间差异不显著。下同。
0.22 mg· kg-1)。
在用 CH3COONa-CH3COOH弱酸性提取液提取
的 4种碳酸盐结合态重金属中 ,以 Zn含量最高 ,其
次是 Pb,再次为 Cu,重金属 Cd未检测到(图 1)。与
对照样地 CK的重金属含量(Zn4.56 mg· kg-1 , Pb
0.50 mg· kg-1 , Cd0.00 mg· kg-1 , Cu0.03 mg·
kg-1)相比 ,五节芒定居程度不同程度地提高了束缚
在碳酸盐上的 Zn、Pb和 Cu含量(P<0.05),其中在
样地Ⅳ尾矿砂中提高的最显著(Zn5.85 mg· kg-1 ,
Pb0.87mg·kg-1 , Cu0.22 mg·kg-1)。
909杨静丹等:五节芒定居对尾矿砂重金属形态与微生物的影响
类似于可交换态重金属的变化趋势 ,五节芒定
居程度显著地降低了结合在铁-锰氧化物上的重金
属含量(图 1)(P<0.05)。与对照样地 CK的重金
属含量(Zn746.00mg·kg-1 , Pb865.10mg· kg-1 ,
Cd10.16mg·kg-1 , Cu20.65mg·kg-1)相比 ,在Ⅳ
样地中 Zn、Cu、Cd和 Pb含量分别下降了 27%、
22%、11%和 8%。
与铁-锰结合态重金属相反 ,与对照样地 CK的
重金属含量(Zn60.25 mg· kg-1 , Pb48.82 mg·
kg-1 , Cd0.25mg· kg-1 , Cu10.28mg·kg-1)相比 ,
五节芒定居显著地提高了束缚在尾矿砂硫化物 -有
机物上的重金属 Zn和 Pb的含量 (图 1)(P<
0.05)。尽管束缚在硫化物-有机物上的 Cu和 Cd
的也呈现出一致的上升趋势 ,但差异不显著(P>
0.05)。
尾矿砂重金属残渣结合态是指束缚在尾矿砂矿
物质和岩石晶格中的重金属部分 。与对照样地 CK
的重金属含量(Zn1923.01mg·kg-1 , Pb664.59mg
· kg-1 , Cd20.79mg· kg-1 , Cu59.45mg·kg-1)相
比 ,五节芒定居显著地降低该部分 4种重金属离子
的含量(图 1)(P<0.05)。其中降低幅度最大的为
金属 Cu, 降低了 10.22%, Zn、Cd、Pb分别降低了
7.01%、5.63%和 2.49%。
4种尾矿砂重金属结合态含量主分量分析表
明:前两 2个主成分分别解释了 20个原始变量信息
的 63.28%(PC1)和 12.19%(PC2)(图 2)。根据
PC1和 PC2的得分情况 , 5个研究样地沿着 PC1轴
的正方向依次为Ⅳ、Ⅲ、Ⅱ 、Ⅰ和 CK,反映了尾矿砂
重金属结合态总体的变化趋势。 PCA得出的相关
距阵表明 ,铁 -锰结合态 Pb、Cd,可交换态 Pb、Zn和
残渣态 Pb在反映尾矿砂重金属结合态总体变化中
发挥了重要作用 ,它们在 PC1轴上的载荷系数分别
为 R=0.974、0.950、0.938、0.914、0.901,其次是尾
矿砂残渣态 Zn(R=0.890)、铁-锰结合态 Cu(R=
0.877)。
2.2　尾矿砂微生物参数的变化
图 3所示 ,与裸露尾矿砂样地相比 , 4个五节芒
定居地尾矿砂微生物生物量碳 、氮和磷均随着五节
芒的定居程度显著提高(P<0.05),其中 4个五节
芒的定居地尾矿砂微生物生物量碳分别为 0.21、
0.25、0.30和 0.36mg·kg-1 ,相当于裸露尾矿砂样
地(0.06mg· g-1)的 3.5、3.7、5.0和 6.0倍 ,尾矿砂
微生物生物量氮分别为 0.49、0.96、1.63和2.53 mg
·g-1 ,相当于裸露尾矿砂样地(0.29 mg· g-1)的
1.7、3.6、5.6和 8.7倍 ,尾矿砂微生物生物量磷分
别为 5.71、12.93、16.63和 35.34 mg· g-1 ,相当于
裸露尾矿砂样地(2.33mg·g-1)的 2.5、5.5、7.1和
15.1倍。
910 　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　生态学杂志　第 28卷　第 5期　
　　尾矿砂微生物基础呼吸速率(BSA)和尾矿砂基
质诱导呼吸速率(SIR)在 4个五节芒的定居样地中
均显著高于未恢复裸地(P<0.05),它们的变化范
围分别为:0.25 ～ 0.92 mgCO2· g-1· h-1和 1.00 ～
3.02mgCO2· g-1· h-1(图 4)。与裸露尾矿砂样
地相比 ,基础呼吸速率相当于未恢复裸地的 1.8、
2.8、3.6和 3.7倍;基质诱导呼吸速率相当于未恢
复裸地的 1.7、1.9、2.8和 3.0倍 。
尾矿砂微生物呼吸熵的变化范围为 6.72 ～
2.60(图 5),与裸露尾矿砂样地相比 ,尾矿砂微生物
呼吸熵随着五节芒的定居程度显著性下降 (P<
0.05),但在Ⅱ ～ Ⅳ样地之间差异不显著。生物量
碳熵在 5个研究样地中虽然变化显著(图 5)(P<
0.05),但却呈现随五节芒定居程度的增加 ,先逐渐
增大 ,最后又降低到裸地水平的变化趋势 ,而生物量
氮熵和磷熵的变化趋势较一致 ,则呈现不同程度地
增大趋势(P<0.05)。
3种微生物生物量(包括生物量碳 、氮和磷)、呼
吸速率(包括基础呼吸和基质诱导呼吸速率)和微
生物熵(包括呼吸熵 、生物量碳 、氮和磷熵)的主分
量分析表明 ,前 2个主成分分别解释了 9个原始变
量信息的 57.09%(PC1)和 20.28%(PC2)(图 6)。
9种尾矿砂微生物参数的 PCA数据也清楚地分离了
5个研究样地。样地 CK、Ⅰ 、Ⅱ、Ⅲ和Ⅳ沿着 PC1轴
的正方向依次排列 ,反映了随着五节芒的定居程度
提高尾矿砂微生物群落总体变化趋势 。根据 PCA
得出的相关距阵表明 ,随着五节芒定居程度的提高
尾矿砂微生物生物量磷 、基质诱导呼吸 、基础呼吸 、
生物量氮 、生物量碳和生物量磷熵在反映微生物
总体变化中发挥着重要的作用 ,它们在主成分PC1
图 4　尾矿砂微生物呼吸速率在 5个研究样地中的变化
Fig.4　Changesofsoilmicrobialrespirationrateinmine
tailingsandsamongfivesamplingsites
911杨静丹等:五节芒定居对尾矿砂重金属形态与微生物的影响
上的载荷量分别为 R=0.917 , 0.908, 0.907, 0.896,
0.874, 0.734。
2.3　尾矿砂重金属结合态与微生物参数变化的关系
在本研究中 ,采用典范相关分析(CCA)的方法
来考察尾矿砂微生物参数(生物量 、呼吸速率 、微生
物熵)总体变化与不同结合态重金属含量的动态关
系 。由于典范相关分析严格要求变量数应小于样本
数 ,所以本文将尾矿砂微生物参数分别与 5种结合
态重金属典范相关分析。 CCA分析表明:1)对于尾
矿砂微生物参数总体变化与尾矿砂阳离子交换态重
金属的关系 ,第一对典范变量之间的相关性也是最
显著的 (R2 =0.9972, Wilk sλ=0.000074, F=
2.9923, P=0.0403),尾矿砂微生物典范函数与尾
矿砂阳离子交换态重金属含量均呈现显著的相关
性 ,相关系数分别 Cu(R=-0.8692)、Pb(R=
-0.5601)、Cd(R=-0.5455)、Zn(R=-0.5027);
2)对于尾矿砂微生物参数总体变化与尾矿砂碳酸
盐结合态重金属的关系 ,第一对典范变量之间的相
关性最显著的 (R2 =0.9874 , Wilk sλ=0.001075,
F=3.269, P=0.0307),尾矿砂微生物典范函数与
尾矿砂碳酸盐结合态的相关系数分别为 Cu(R=
0.3227)、Pb(R=0.9507)、Cd(R=0.0000)、Zn(R=
0.8000);3)对于尾矿砂微生物参数总体变化与尾
矿砂铁 -锰氧化物结合态重金属的关系 ,第一对典范
变量之间的相关性也是最显著的 (R2 =0.9964,
Wilk sλ=0.000023, F=4.1614 , P=0.0132),尾矿
砂微生物典范函数与尾矿砂铁-锰氧化物结合态重
金属含量均呈现显著的相关性 ,相关系数分别 Cu
(R=-0.8848)、 Pb(R=-0.9177)、 Cd(R=
-0.9157)、Zn(R=-0.9328);4)对于尾矿砂微生
物参数总体变化与尾矿砂硫化物-有机物结合态重
金属的关系 ,第一对典范变量之间的相关性也是最
显著的 (R2 =0.9939, Wilk sλ=0.000056, F=
3.2393, P=0.0132),尾矿砂微生物典范函数与尾
矿砂硫化物 -有机物结合态重金属含量均呈现显著
的相关性 ,相关系数分别 Cu(R=0.9453)、Pb(R=
0.0956)、Cd(R=0.7960)、Zn(R=0.6591);5)对于
尾矿砂微生物参数总体变化与尾矿砂残渣态重金属
的关系 ,第一对典范变量之间的相关性也是最显著
的(R2 =0.9949, Wilk sλ=0.000057, F=3.2177, P
=0.0319),尾矿砂微生物典范函数与尾矿砂残渣
态重金属含量均呈现显著的相关性 ,相关系数分别
Cu(R=0.5529)、 Pb(R=0.8094)、 Cd(R=
0.2631)、Zn(R=0.5495)。
3　讨　论
3.1　五节芒定居对尾矿砂尾矿砂重金属形态的
影响
根据杨宏伟和张毅(2002)对重金属形态的划
分标准 ,阳离子交换态 、碳酸盐结合态 、铁 -锰氧化物
结合态和硫化物-有机物结合态归属为有效结合态 ,
因为当环境条件发生改变时 ,这 4部分可能将重金
属从沉积物中释放到土壤水溶液中 ,对生物产生毒
害作用。残渣态被归属为非有效态 ,因为在自然条
件下 ,它们被束缚在岩石和矿物质的晶格中 ,很难被
释放到土壤水溶液中 , 属于土壤结构性重金属
(Abolinoetal., 2002)。本研究表明 ,五节芒自然定
居对尾矿砂重金属的不同结合态具有显著性影响。
在所测定的 4种有效结合态中 ,阳离子交换态 、铁 -
锰氧化物结合态重金属均显著下降 ,而碳酸盐结合
态和硫化物 -有机物结合态却显著升高。尽管产生
该种现象的具体机制非常复杂 ,但推测具体原因可
能与五节芒根系发达 、生物量大 、生长快速(Penget
al., 2006;Scebbaetal., 2006)有关 ,因为随着定居
程度的提高 ,一方面五节芒对尾矿砂可溶性矿质元
素的大量利用可能会降低尾矿砂可溶性阳离子的含
量 ,进而使阳离子交换态重金属含量下降;另一方
面 ,一些研究表明 ,土壤 pH的下降可以提高重金属
的可溶性 ,进而导致高的生物毒性(Muliganetal.,
2001;Garcíaetal., 2005)。本研究中的尾矿砂 pH
随着五节芒自然定居呈逐渐下降趋势 (BG-RIV:
7.26、7.20、7.14、7.03和 7.08),而阳离子交换态 、
铁-锰氧化物结合态重金属却没有显著提高 ,说明在
本研究中 pH并不是影响重金属有效性的重要因
素。同时 ,随着五节芒定居程度的提高 ,不仅会使有
机物结合态重金属含量提高 (Krupadametal.,
2007),而且还会由于有机质的提高强化了铁-锰氧
化物的包被程度 ,进而降低了铁 -锰氧化物结合态的
重金属含量(Garcíaetal.2005)。同时提高的根系
呼吸强度也会造成根际尾矿砂碳酸含量的升高 ,最
终提高了重金属的碳酸盐结合态含量。一般认为 ,
由于残渣态重金属属于尾矿砂结构性的 ,其含量很
难改变(Garcíaetal.2005)。然而 ,本研究表明 ,随
着定居程度的提高 ,束缚在残渣态中的重金属含量
也显著性下降 ,尽管具体机理不清楚 ,但至少表明五
节芒定居提高了结构性重金属的迁移性 。
912 　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　生态学杂志　第 28卷　第 5期　
3.2　五节芒定居对尾矿砂微生物的影响
植被恢复有助于重金属污染土壤微生物的生长
和活性的提高 ,进而有利于被恢复生态系统的进一
步改善 (Mummeyetal., 2002;Kelyetal., 2003)。
土壤微生物生物量碳 、氮和磷 ,尾矿砂微生物基础呼
吸和基质诱导呼吸速率以及微生物生物量氮和磷的
熵值(微生物生物量碳熵除外)均随着五节芒在尾
矿砂上的定居显著提高 ,因而证实了上述观点 。土
壤呼吸熵 ,即单位微生物生物量呼吸速率 ,常常被看
作是反映土壤环境胁迫的微生物生理指标(Ander-
son＆Domsch, 1990;1993)。当环境胁迫增大时 ,呼
吸商趋向于增大 ,反之则减小(Odum, 1985)。在本
研究中 ,尾矿砂呼吸熵随着五节芒的定居呈逐渐下
降趋势 ,表明五节芒自然定居有效地改善了尾矿砂
的尾矿砂条件 ,并有效地降低了尾矿砂对微生物的
胁迫程度。
3.3　尾矿砂微生物与重金属结合态之间的动态关系
环境因子对土壤微生物的影响既是综合的 ,也
是非常复杂的 (张崇邦等 , 1995)。 CCA分析表明 ,
尾矿砂微生物参数的总体变化与碳酸盐和硫化物-
有机物结合态重金属含量显著性地正相关 ,表明随
着五节芒定居程度提高 ,尾矿砂碳酸盐 、硫化物和有
机物有效地降低了重金属对微生物可获得性 ,从而
促进了微生物群落的正向演替 (Mummeyetal.,
2002;Kelyetal., 2003)。同时 , CCA分析也表明 ,
尾矿砂微生物参数的总体变化与阳离子交换态 、铁-
锰氧化物结合态以及残渣态重金属含量分别呈现不
同程度的负相关关系 。阳离子交换态下降意味着尾
矿砂胶体颗粒对重金属的吸附能力大于解吸能力 ,
使得重金属的微生物可获得性下降 。因而 ,在本研
究中 ,阳离子交换态重金属含量与微生物之间的负
相关关系可能是真实的。由于目前还缺乏关于尾矿
砂微生物与铁-锰氧化物结合态重金属含量之间关
系的信息 ,所以还无法判断铁-锰氧化物结合态重金
属含量与微生物之间的负相关关系是否是真实的 ,
因为铁 -锰氧化物与重金属的结合受尾矿砂有机质
含量的影响较大(Galánetal., 2003)。残渣态重金
属含量的下降 ,表明尾矿砂结构型重金属的迁移性
提高了 ,但这并不意味着重金属对微生物的可获得
性或毒性也随之提高 ,因为结构性重金属的释放又
同时可以通过尾矿砂的吸附 、协同沉淀以及螯合作
用被重新束缚(Navas＆ Lindhorfer, 2003),所以本研
究中残渣态重金属含量与微生物之间的关系可能仅
仅属于统计上的关系 ,这种关系的真实性还有待于
今后更精细的模拟实验来证实。
3.4　基于重金属结合态和微生物参数的 PCA分析
基于尾矿砂微生物参数的主分量分析表明 ,随
着五节芒定居程度的提高 ,尾矿砂微生物参数清楚
地区分了尾矿砂裸地与五节芒定居地 ,并且沿着主
成分轴 PC1的正方向表明了五节芒的定居程度 ,所
以微生物参数的总体变化是表明植被恢复程度的敏
感指标(Mummeyetal., 2002)。而基于尾矿砂不同
结合态重金属含量的主分量分析则表明 ,虽然不同
结合态重金属含量的总体变化也清楚地区分了尾矿
砂裸地与定居地 ,但沿着主成分轴 PC1的正方向 , 5
个研究样地的排序与尾矿砂微生物参数排序相反 ,因
而表明五节芒定居对尾矿砂重金属存在形态的影响。
4　结　论
五节芒自然定居显著地提高了尾矿砂碳酸盐结
合态和硫化物 -有机物结合态重金属的含量 ,降低了
尾矿砂阳离子交换态 、铁 -锰氧化物结合态和残渣态
重金属含量;随着五节芒自然定居 ,微生物呼吸熵显
著下降 ,其他尾矿砂微生物参数(生物量碳熵不规
则变化以外)显著提高;尾矿砂微生物参数的总体
变化与尾矿砂碳酸盐结合态和硫化物 -有机物结合
态重金属的含量呈显著正相关 ,而与尾矿砂阳离子
交换态 、铁 -锰氧化物结合态和残渣态重金属含量呈
显著负相关。总之 ,五节芒自然定居强化了尾矿砂
重金属的螯合程度和沉淀性 ,降低了其有效性;同时
也促进了微生物群落的正向演替 ,因此 ,五节芒对于
恢复重金属矿业废弃地具有较大的应用潜力 。
致　谢　金则新教授 、柯世省副教授和李建辉老师在重金属
分析过程中给予了大力协助 , 在此表示诚挚谢意。
参考文献
任立民 , 刘　鹏 , 郑启恩 , 等.2006.广西大新县锰矿区植
物重金属污染的调查研究.亚热带植物科学 , 35(3):5
-8.
束文圣 , 叶志鸿 , 张志权 , 等.2003.华南铅锌尾矿生态恢
复的理论与实践.生态学报 , 23(8):1629-1639.
孙　健 , 铁柏清 , 秦普丰 , 等.2006.铅锌矿区土壤和植物
重金属污染调查分析.植物资源与环境学报 , 15(2):
63-67.
杨宏伟 , 张　毅.2002.黄河(喇嘛河段)沉积物中铜 、铅 、
锌 、镉的化学形态研究.中国环境监测 , 18(5):13-16.
衣德强 , 尤六亿 , 范庆霞.2006.梅山铁矿尾矿综合利用研
究.矿冶工程 , 26(2):45-47.
913杨静丹等:五节芒定居对尾矿砂重金属形态与微生物的影响
张崇邦 , 杨靖春 , 管致锦 , 等.1995.东北羊草草原综合生
态因子对微生物生长的作用-IRM模型的研究.生态学
报 , 15(2):207-213.
周　兴 , 宋书巧 , 吴　欢.2003.广西刁江流域有色金属矿
区尾砂库植物研究.热带地理 , 23(3):226-230.
AbollinoQ, AcetoM, MalandrinoM, etal.2002.Heavymet-
alsinagriculturalsoilfromPiedmont, Italy:Distribution,
speciationandchemometricdatatreatment.Chemosphere,
49:545-557.
AndersonJPE, DomschKH.1978.Aphysiologicalmethodfor
thequantitativemeasurementofmicrobialbiomassinsoils.
SoilBiologyandBiochemistry, 10:215-221.
AndersonTH, DomschKH.1989.Ratiosofmicrobialbiomass
carbontoorganiccarboninarablesoil.SoilBiologyand
Biochemistry, 21:471-479.
AndersonTH, DomschKH.1990.Applicationofeco-physio-
logicalquotients(qCO2 andqD)onmicrobialbiomassesfromsoilsofdifferentcroppinghistories.SoilBiologyand
Biochemistry, 25:393-395.
AndersonTH, DomschKH.1993.Themetabolicquotientfor
CO2(qCO2)asaspecificactivityparametertoassesstheeffectsofenvironmentalconditions, suchaspH, onthemi-
crobialbiomassofforestsoils.SoilBiologyandBiochemis-
try, 25:393-395.
BaudoinE, BenizriE, GuckertA.2002.Impactofgrowthstage
onthebacterialcommunitystructurealongmaizeroots, as
determinedbymetabolicandgeneticfingerprinting.Applied
SoilEcology, 19:135-145.
BoularbahA, SchwartzC, BitonG, etal.2006.Heavymetal
contaminationfromminingsitesinSouthMorocco.2.As-
sessmentofmetalaccumulationandtoxicityinplants.
Chemosphere, 63:811-817.
BrookesPC, PowlsonDS, JenkinsonDS.1982.Measurementof
microbialbiomassphosphorusinsoil.SoilBiologyandBio-
chemistry, 14:319-329.
GalánE, Gómez-ArizaJL, GonzálezI, etal.2003.Heavy
metalpartitioninginriversedimentsseverelypolutedby
acidminedrainageintheIberianPyriteBelt.AppliedGeo-
chemistry, 18:409-421.
GarcíaG, ZanuzziAL, FazA.2005.Evaluationofheavymetal
availabilitypriortoaninsitusoilphytoremediationpro-
gram.Biodegradation, 16:187-194.
IsermayerH.1952.Eineeinfachemethodezurbestimmungder
bodenalmungunddercarbonateimboden.Zeitschriftfur
PflanzenernahrungundBodenkunde, 56:26-38.
JenkinsonDS.1988.Determinationofmicrobialcarbonandni-
trogeninsoil//WhilsonJB, ed.AdvancesinNitrogenCy-
cling.Walingford, UK:CABInternational:368-386.
JoergensenRG, BrookesPC.1990.Ninhydrin-reactivenitrogen
measurementsofmicrobialbiomassin0.5MK2SO4 soilex-tracts.SoilBiologyandBiochemistry, 22:1023-1027.
KaoWY, TsaiTT, ChenWH.1998.Acomparativestudyof
Miscanthusfloridulus(Labil)WarbandM.Transmorri-
sonensisHayata:Photosyntheticgasexchange, leafcharac-
teristicsandgrowthincontrolledenvironments.Annalsof
Botany, 81:295-299.
KelyJJ, HäggblomMM, TateRL.2003.Efectsofheavymet-
alcontaminationandremediationonsoilmicrobialcommu-
nitiesinthevicinityofazincsmelterasindicatedbyanaly-
sisofmicrobialcommunityphospholipidfatyacidprofiles.
BiologyandFertilityofSoils, 38:65-71.
KrupadamRJ, AhujaR, WateSR.2007.Heavymetalbinding
fractionsinthesedimentsoftheGodavariestuary, east
coastofIndia.EnvironmentalModelingandAssessment,
12:145-155.
LuoXA, ZhouDM, LiuXH, etal.2006.Solid/solutionparti-
tioningandspeciationofheavymetalsinthecontaminated
agriculturalsoilsaroundacoppermineineasternNanjing
city, China.JournalofHazardousMaterialsA, 131:19-
27.
MorganJJ, StummW.1995.Chemicalprocessesintheenvi-
ronment, relevanceofchemicalspeciation// MerianE,
ed.MetalsandTheirCompoundsintheEnvironment.Ber-
lin:VCHPublishers:67-103.
MuliganCN, YongRN, GibbsBF.2001.Remediationformet-
al-contaminatedsoilsandgroundwater:Anevaluation.En-
gineeringGeology, 60:193-207.
MummeyDL, StahlPD, BuyerJS.2002.Microbialbiomarkers
asanindicatorofecosystemrecoveryfollowingsurfacemine
reclamation.AppliedSoilEcology, 21:251-259.
NavasA, LindhorferH.2003.Geochemicalspeciationofheavy
metalsin semiarid soilsofthe centralEbroValey
(Spain).EnvironmentInternational, 29:61-68.
OdumEP.1985.Trendsexpectedinstressedecosystems.Bio-
science, 35:419-422.
PengKV, LiXD, LuoCL, etal.2006.Vegetationcomposition
andheavymetaluptakebywildplantsatthreecontamina-
tedsitesinXiangxiarea, China.JournalofEnvironmental
ScienceandHealthPartA, 40:65-76.
ScebbaF, ArduiniI, ErcoliL, etal.2006.Cadmiumefects
ongrowthandantioxidantenzymesactivitiesinMiscanthus
sinensis.BiologiaPlantarum, 50:688-692.
SparlingGP, WestAW.1988.Adirectextractionmethodtoes-
timatesoilmicrobialC:Calibrationinsituusingmicrobial
respirationand14 Clabeledcells.SoilBiologyandBio-
chemistry, 20:337-343.
TessierA, CampbellP, BissonM.1979.Sequentialextraction
procedureforthespeciationofparticulatetracemetals.An-
alyticalChemistry, 51:844-851.
WaldropM, BalserT, FirestoneM.2000.Linkingmicrobial
communitycompositiontofunctioninatropicalsoil.Soil
BiologyandBiochemistry, 32:1837-1846.
作者简介　杨静丹 , 女 , 1987年生 , 本科生 , 环境科学专业。
E-mail:yangjingdan@tzc.edu.cn
责任编辑　魏中青
914 　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　生态学杂志　第 28卷　第 5期