金属矿产资源开采给地表环境带来了巨大破坏，其中土壤养分流失，土地荒漠化和生态污染现象尤为突出.同时，矿产资源开采过程中产生大量尾矿等废弃物，尾矿中含有多种重金属，通过降雨径流和人为活动的作用，尾矿中重金属进入周围环境中，造成严重的重金属污染，尾矿库已成为矿区环境重金属污染的主要来源[1].较高的重金属含量、极低的有机质和养分，限制了尾矿向正常土壤的发育；且与正常土壤相比，尾矿库土壤中粗颗粒占比较低，而细颗粒占比较高，颗粒营养极度贫瘠且结构较差[1].因此，提升尾矿库土壤肥力是促进尾矿库生态恢复的主要措施.

作为极端环境中的生态工程师，生物结皮(Biological Crusts)通常是尾矿库自然恢复过程中最初拓殖的生物复合体，它们能够在干旱、贫瘠、金属胁迫等恶劣环境下利用尾矿表层暂时可用的水分快速生长和繁衍，并与异养微生物、尾矿相互作用，在尾矿库表面形成几毫米厚的藻类结皮，进而逐步影响和改变尾矿库环境[2].生物结皮，简称结皮，是由蓝藻、菌类及其胞外分泌物与土壤颗粒粘结复合而成的混合物[3].结皮演替过程中主要经历了藻结皮、藻藓混生结皮、地衣结皮、苔藓结皮等主要阶段.研究发现，结皮对生态系统受损后恢复过程中的水分入渗、土壤稳固、土壤种子库和草本类植物的入侵等生态过程具有重要的影响[4];同时对土壤表面有机质以及氮、磷含量有一定的提升作用，有益于改良退化土壤的理化性质[5,6],并在一定程度上加强土壤表面的稳定性，从而加快退化生态系统植被恢复演替进程[7].结皮中的固氮微生物(如固氮蓝藻等),通过生物固氮作用，将大气中的氮气转化为植物可利用的氨，增加了土壤中的含氮量；结皮同时也促进了土壤中有效态钾、钙、镁、锰和磷含量的增加，对植物摄取营养元素有积极影响[8].此外，结皮中微生物通过分泌胞外多聚物(如多糖、蛋白质等),提高土壤中碳的含量，改变土壤的酸碱度，同时对土壤中钙、硅、锰、铜和镁等带正电离子的结合具有一定的促进作用[9].结皮的形成不仅能够显著改变土壤pH值、土壤养分及有机碳含量，而且能够显著提高土壤酶活性[10,11],因此，结皮在生态系统恢复中扮演着重要的角色[12,13].但目前对结皮的研究主要集中于黄土高原和荒漠地区，有关尾矿库结皮的研究还相对有限.

秦岭有着丰富的矿产资源，根据2021年1月陕西省发展和改革委员会关于《陕西省秦岭范围尾矿库目录》的公示，陕西省秦岭范围内现存尾矿库285座，且多以露天形式存在.本课题组在之前对秦岭陕西段某钼尾矿库的实地调查中，发现经过多年的自然恢复，结皮广泛分布在尾矿库表面，如图1所示.因此，本研究选择尾矿库自然恢复过程中不同演替阶段的两种结皮(藻藓混生结皮和苔藓结皮)为对象，主要研究结皮对尾矿库不同深度土壤容重、粒径分布、阳离子交换量、pH、有机碳、N、P、K等理化性质和酶活性的影响，以期为深入认识结皮在尾矿库生态恢复中的作用提供理论依据.

图1拟研究钼尾矿库地表结皮类型

1、实验部分

1.1 研究区域

研究区位于陕西省洛南县石门镇某钼尾矿库(118° 4′7.98″E,34°18′58.79″N),该地区属暖温带南缘季风性湿润气候，年平均气温11.1 ℃,年均降雨量754.8 mm,多集中于6～9月.该尾矿库经过10余年的闭库及自然恢复，已形成了一定规模的植被覆盖度，约60%的地表被草本或较小的木本植物覆盖，约30%地表被结皮覆盖，主要为藻藓混生结皮和苔藓结皮，剩余约10%地表呈裸露状态(图1).

1.2 结皮区土壤样品采集

为避免地形地势等因素对本研究的影响，在同一立地条件下，选择藻藓结皮和苔藓结皮生长较为一致且干扰较少的区域，各设置3个面积为1 m×1 m的平行采样区，以尾矿库裸露区作为对照.在裸露区和不同结皮生长区的每个采样区随机选择3个点位分别采集0～2 cm、2～5 cm和5～10 cm深度的尾矿土，3个点位同一土层的样品混合为一个样品.所有土壤样品用自封袋装好带回实验室风干，去除其中明显的苔藓残体及石子等杂质，磨碎后过筛，用于相关指标的测定.

1.3 研究方法

尾矿库土壤pH采用pH计测定；土壤容重采用环刀法测定；土壤阳离子交换量采用三氯化六氨合钴浸提-分光光度法测定；土壤有机碳采用燃烧氧化-滴定法测定；土壤总氮采用元素分析仪测定，硝态氮和铵态氮采用AA3连续流动分析仪测定，以两者之和表示总有效氮含量，有效磷和有效钾分别采用钼锑抗分光光度法和火焰光度法测定[14].土壤碱性磷酸酶活性采用磷酸苯二钠比色法测定；土壤蔗糖酶活性通过3,5-二硝基水杨酸比色法测定；土壤脲酶活性采用苯酚钠—次氯酸钠比色法测定[15].

1.4 数据分析

采用Excel、SPSS行数据数理统计分析：通过单因素(One-wayANOVA)进行方差分析和显著性分析，进行相关度分析；利用Origin pro 2024作图，图表数据为平均值±标准差.

2、结果与讨论

2.1 生物结皮对尾矿库土壤物理性质的影响

2.1.1 生物结皮对尾矿库土壤容重的影响

土壤容重反映土壤的孔隙状态和贮水能力大小[16],土壤容重越大，说明土壤结构、透气、透水性能越差[17].如图2所示，尾矿库裸露区土壤的容重最高，而在结皮区，随着结皮的演替，不同深度土壤容重都有所降低，其中以0～2 cm层最为显著，这可能是因为裸露区尾矿土壤成分主要为尾矿砂，而藻藓结皮区和苔藓结皮区0～2 cm土层包含结皮层，结皮是藻菌等微生物及其分泌物和土壤颗粒的复合体，因此土壤容重较低.从不同土壤深度看，裸露区和结皮区土壤容重均随着土壤深度的增加而增加，这有可能是因为表层较为疏松，而较深处的土壤因为上部荷载作用，因此土体密实度高，容重高于表层土壤[18].此外，柴华等研究发现，有机质含量对土壤容重具有重要影响，有机质含量越高，容重越低[19].下述2.2.1节中表明了结皮区不同深度土壤有机碳含量均高于裸露区，将验证这一结果.

图2生物结皮对尾矿库土壤容重的影响(不同小写字母表示不同类型结皮区和土层深度之间差异显著(P<0.05),下同)

2.1.2 生物结皮对尾矿库土壤粒径分布的影响

土壤的粒径分布与土壤孔隙度、容重、含水率、渗透率、粘结性等因素直接相关[20].根据土壤颗粒分类标准，将土壤粒径大小分为6个级别：黏粒(<2 μm)、粉粒(2～50 μm)、超细砂粒(50～100 μm)、细砂粒(100～250 μm)、中砂粒(250～500 μm)和粗砂粒(500～1 000 μm).由图3可知，尾矿库裸露区0～2 cm土壤颗粒组成主要以粉粒为主，占63.26%,其次为黏粒，占30.42%,超细砂粒、细砂粒和中砂粒也占了一部分比重，这种质地土壤黏粒含量低，团聚性差，不适宜植物生长[20].藻藓结皮区和苔藓结皮区土壤中黏粒比例显著上升，分别占55.15%和75.70%.与裸露区相比，结皮区土壤结构有了明显的改善，超细砂粒、细砂粒、中砂粒和粗砂粒占比极低.裸露区和结皮区2～5 cm和5～10 cm土壤粒径分布规律与0～2 cm基本一致，黏粒比例整体表现为裸露区<藻藓结皮区<苔藓结皮区.土壤颗粒胶结剂包括黏土颗粒、新形成的腐殖质、微生物菌丝体和渗出物等[21].且黏土含量越高，越容易形成土壤团块，增加土壤的结构稳定性[22].此外，结皮在其发育演替过程中会分泌的大量的多糖类物质，有助于促进土壤颗粒的团聚[23,24].

图3生物结皮对尾矿库土壤粒径分布的影响

2.1.3 生物结皮对尾矿库土壤pH的影响

由图4可知，尾矿库三个区域的土壤pH均呈碱性，处于7.83～8.62之间.随着结皮的演替，同一深度土壤pH表现出降低的趋势；而在同一区域，随着土壤深度增加，pH有递增趋势.这表明结皮可能会分泌大量的酸性物质，从而降低土壤pH[25],且对土壤pH的影响主要集中在表层.这与张尚鹏等[26]和刘太坤等[23]的研究结果基本一致.

图4生物结皮对尾矿库土壤pH的影响

2.1.4 生物结皮对尾矿库土壤阳离子交换量的影响

土壤阳离子交换量(CEC)是指土壤胶体所能吸附各种阳离子的总量，代表了土壤保肥能力的高低[27].由图5可知，在不同土壤深度，土壤CEC随结皮演替均呈逐渐上升的趋势，说明随着结皮的发育，土壤CEC增加，保肥性更强，有利于为植物生长提供所需养分.而随着土壤深度的增加，裸露区和结皮区土壤阳离子交换量均逐渐降低.

图5生物结皮对尾矿库土壤阳离子交换量的影响

2.2 生物结皮对尾矿库土壤有机碳和养分的影响

2.2.1 生物结皮对尾矿库土壤有机碳的影响

由图6可知，在不同土壤深度，土壤有机碳含量均随结皮的演替而增加，其中以0～2 cm层增幅最为显著，藻藓结皮区和苔藓结皮区土壤有机碳含量分别为裸露区的9.38倍和11.13倍.藻藓结皮和苔藓结皮中蓝藻、绿藻和苔藓等光合生物通过光合作用，固定CO2,进而增加土壤有机碳储.Li等[28]研究发现，藓结皮的生物量、凋落物、微生物组成和固C能力显著高于藻结皮，导致藓结皮具有更高的有机碳含量，本研究中也发现了相同的结果.从土壤纵向深度来看，各个区域随着土壤深度的增加，有机碳呈下降趋势，这主要是因为结皮主要分布于尾矿库土壤表层所致.

图6生物结皮对尾矿库土壤有机碳的影响

2.2.2 生物结皮对尾矿库土壤养分的影响

由图7(a)可知，在0～2和2～5 cm土层，随着结皮的演替，土壤总氮含量显著增加，表明结皮具有优良的固氮能力，且固氮能力随结皮的发育演替显著增加，这可能与结皮演替过程中固氮微生物丰度的增加有关[29];5～10 cm土层三个区域土壤总氮含量无显著差异，可能是由于该深度距离结皮层较远，使得固氮效应并不明显.

由图7(b)可知，在0～2 cm土层，苔藓结皮区有效氮含量最高，其次为藻藓结皮区，裸露区含量最低，且差异显著，这说明结皮的生长增加了土壤有效氮的含量，从而提高土壤的供氮能力；在2～5 cm和5～10 cm土层，藻藓结皮区和苔藓结皮区的有效氮含量显著降低，但均高于未生长结皮的裸露区.纵向来看，不同区域0～2 cm土层有效氮含量最高，随着深度的加深，有效氮呈显著降低趋势，可能是因为土壤表层结皮中固氮蓝藻和固氮细菌等微生物通过固氮作用固定大气中的N2,将其转化为可以直接被利用的铵盐和硝酸盐，这与Nyenda等[30]和liu等[31]的研究结果相一致.

由图7(c)可知，藻藓结皮区和苔藓结皮区0～2 cm土层的有效磷含量分别是裸露区含量的2.76倍和3.22倍，与裸露区差异显著.在2～5 cm和5～10 cm土层，不同结皮区和裸露区有效磷含量无显著差异.苔藓结皮区不同深度土壤有效磷含量均高于藻藓结皮区.从纵向来看，土壤有效磷主要集中于表层土壤，随着土壤深度的增加而降低，这可能与表层土壤以及结皮中溶磷微生物丰度及土壤磷酸酶活性较高有关[26,32].图8(a)也发现了结皮区土壤碱性磷酸酶活性高于裸露区，这与樊瑾等[33]研究成果相一致.

根据图7(d)可知，在0～2 cm和2～5 cm土层，藻藓结皮区和苔藓结皮区的有效钾含量整体显著高于裸露区；而在5～10 cm土层，三个区域之间有效钾含量无显著差异.由此可知，结皮有效增加了尾矿库土壤有效钾的含量，这可能与结皮和尾矿中参与土壤钾元素循环的微生物组成差异有关[34].从纵向来看，表层土壤有效钾含量最高，这可能是由于尾矿库表面微生物多样性高以及结皮生长的原因[35].土壤中难溶性含钾矿物，在各种酸或解钾细菌的作用下，可以释放出水溶性钾[36].苔藓结皮的生长与腐烂过程中分泌的酸性物质也会使难溶性矿物释放出水溶性钾，因此藻藓结皮区和苔藓结皮区的土壤有效钾含量显著提升.此外，据报道，蓝藻生物体是C、N、P、K等元素的不稳定存储库，这些元素会随着藻类生物体的死亡和快速矿化而释放到土壤中，进而增加土壤中这些元素的含量[23].

图7苔藓结皮对尾矿库土壤养分含量的影响

2.3 生物结皮对尾矿库土壤酶活性的影响

土壤酶活性指示土壤肥力和生产力水平的高低[37].磷酸酶活性反映土壤有机磷转化状况，其酶促作用产物—有效磷是植物磷素营养源之一[38].磷酸酶活性的增强，一方面增强了磷素与有效态磷的络合作用，另一方面，磷酸酶特异性地将更多的有效磷向有效态转化，从而促进了土壤生物对磷的吸收[23].蔗糖酶能将土壤中的蔗糖转化为葡萄糖、果糖等物质，为土壤微生物提供充足的能量来源[39].脲酶是氮循环的主要参与者，脲酶的活性可以反映土壤中氮素状况，能够促进土壤中有机氮的转化[39].图8显示了生物结皮对尾矿库酶活性的影响.

图8生物结皮对尾矿库土壤酶活性的影响

由图8可以看出，裸露区和结皮区不同深度土壤的酶活性差异显著.在0～2 cm土层，碱性磷酸酶和蔗糖酶活表现为苔藓结皮区>藻藓结皮区>裸露区，脲酶活性表现为藻藓结皮区>苔藓结皮区>裸露区；2～5 cm土层三种酶活性均表现为苔藓结皮区>藻藓结皮区>裸露区；5～10 cm土层碱性磷酸酶表现为苔藓结皮区>藻藓结皮区>裸露区，蔗糖酶和脲酶表现为藻藓结皮区>苔藓结皮区>裸露区，表明结皮增加了尾矿库土壤酶活性.随着土壤深度的增加，不同区域土壤酶活性均呈递减的趋势.整体来看，苔藓结皮区土壤酶活性最高，这主要是因为苔藓结皮区土壤的有机碳和氮磷钾等养分含量更高，为土壤微生物的代谢活动创造了良好的条件，进而增加了酶活性.

2.4 生物结皮影响下尾矿库土壤酶活性与理化性质的相关性分析

土壤养分含量与酶活性显著相关.由图9可知，尾矿库土壤有机碳、总氮、有效氮、有效磷和有效钾含量与3种土壤酶活性之间均呈现正相关关系.黏粒含量与阳离子交换量和有机碳呈正相关关系.土壤黏粒在各土壤粒级中有最大的比表面积，具有较强的吸附能力可增加对土壤中阳离子和有机碳的固存[40].土壤pH和容重与其他指标呈现负相关性，这主要与结皮降低了土壤pH和容重有关.

图9尾矿库土壤理化性质与酶活性之间的相关性分析

3、结论

生物结皮可以适应金属尾矿库环境并逐步改善尾矿库生态功能.研究发现，结皮降低了钼尾矿库土壤pH和容重，提升了土壤阳离子交换量和黏粒含量，有效改善了土壤物理结构；同时，结皮生长区土壤的有机碳、养分含量和酶活性均高于裸露区，且尾矿库土壤肥力提升效应随着结皮的演替而增加.相关性分析表明，尾矿库结皮区土壤养分与黏粒含量、有机碳、酶活性成正相关关系，与土壤pH和容重呈负相关关系.结皮显著改善了尾矿库土壤理化性质和酶活性，可应用于监测尾矿库的生态修复进程.

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基金资助:陕西省自然科学基金项目(2022JQ-275);陕西省教育厅科研计划项目(23JK0353);

文章来源:张超,强雪怡,贺峰,等.生物结皮对钼尾矿库土壤理化性质和酶活性的影响[J].陕西科技大学学报,2024,42(06):24-30.