铁矿开采过程中形成大量尾矿废弃地，不仅占用土地、污染水源、阻碍当地经济发展，而且带来严重的环境问题(束文圣等，2000)。从物理性质上看，铁尾矿质地粗糙，结构松散，保水能力差；从化学性质上看，由于其有机质及其他养分元素积累过程未经生物因素驱动，因而肥力较差；此外，有些尾矿废弃地含高浓度的有害物质(如重金属等)，因此，尾矿废弃地通常十分贫瘠，不利于植物生长发育。目前国内外很多专家致力于尾矿废弃地的植被恢复及生态治理工作，并开展了一系列的生态恢复研究。Naeem(1997) 曾对可用于降低重金属有效性、改良尾矿土壤理化性质并提供植物生长营养的一些常见有机物进行过系统论述。目前国内外已有个别研究从植被多样性、盖度、土壤肥力、矿质元素含量等方面，探讨了不同生态恢复模式下生态系统的变化过程。许中旗等(2008) 发现，在铁尾矿地引入耐贫瘠植物进行人工造林后，随着植被恢复时间延长，尾矿废弃地的植被多样性、盖度、土壤肥力均有明显提高。 上述报道仅限于对植被恢复状况和土壤性质的研究，而对于植被恢复过程中土壤微生物数量及酶活性演变过程的研究还鲜见报道。土壤微生物是土壤有机质和养分转化、循环的动力所在，不仅参与土壤有机质分解和腐殖质的形成与转化等过程，而且其代谢产物也是植物的营养成分，因而土壤微生物活动直接影响到土壤物理、化学性质(马彦卿，2001)。土壤微生物及酶活性对土壤肥力形成和发展的许多方面发挥着重要作用。本试验以唐山迁安铁尾矿废弃地为研究对象，分析不同植被恢复模式下的土壤微生物数量及酶活性的演变，旨在了解不同植被恢复模式下的土壤演变过程，以期为铁尾矿的生态治理提供科学依据。

试验地位于唐山市迁安县马兰庄镇，39°51′—40°51′N，118°29′—118°56′E；属暖温带大陆性季风气候，年均气温10.1℃，年均降水量722 mm。春季干燥多风，夏季闷热多雨，秋季昼暖夜凉，冬季寒冷少雪。当地对铁尾矿的治理主要采取了2种植被恢复模式：一是自然恢复，即不采取任何人工措施，使其在自然状态下恢复植被；二是人工造林，即在尾矿废弃地引入适宜生长的植物种类，如紫穗槐(Amorpha fruticosa)、 沙棘(Hippophae rhamnoides) 等，营造人工林群落，对尾矿废弃地进行植被恢复。

本试验样地分为人工林[2002年夏季按1 m×1 m株行距植苗营造沙棘、紫穗槐混交林，混交比为1∶1]和自然恢复地(零星分布着一些草本植物)。表 1为2013年观测时各样地的情况。

表 1 各试验样地概况 Tab.1 The conditions of different experimental plots

表 1 各试验样地概况 Tab.1 The conditions of different experimental plots 类型 Types 坡向 Aspect 坡度 Slope degree/(°) 海拔 Elevation/m 覆盖度 Coverage 高度 Height/m 地径 Ground diameter/ cm 草本植物盖度 Coverage of herb(%) 自然恢复 Natural restoration 东北 Northeast 22 196 — — — 10 人工造林 Plantation 东北 Northeast 26 182 0.80 2.23±0.28 2.71±0.42 60

从2003开始到2013年，在每2年的8月份进行1次采样，共6次。在自然恢复和人工林地内，均按随机抽样布点方法，随机划出5个5 m×5 m样方，在每个样方的不同位置设置5个样点，采用环刀取样，取样深度为0~20、20~40、40~60 cm，每个土层取土共计约1 kg。将土样迅速带回实验室，测定其微生物数量及酶活性。

细菌、真菌、放线菌分别采用牛肉膏蛋白胨培养基、马丁氏-孟加拉红培养基、改良高氏1号培养基，稀释平板计数法测定细菌、真菌、放线菌的数量(许光辉等，1986)。所得数据最后通过计算土壤含水率换算为每克风干土的微生物含量。

土壤过氧化氢酶活性采用高锰酸钾滴定法测定，脲酶活性采用Hoffmann比色法测定，蔗糖酶活性采用二硝基水杨酸比色法测定，磷酸酶活性采用苯磷酸二钠比色法测定(关松荫，1986)。

采用Excel2007以及SPSS13.0数据处理软件进行统计分析。

细菌数量在自然恢复地、人工林地不同土层随生态恢复年限的变化见图 1a，随恢复年限的增加，2种恢复模式3个土层中的细菌数量均呈逐年递增趋势，在不同恢复模式间细菌数量增长速度无明显差异。另外，2种恢复模式下的土壤细菌数量均随土壤深度增加而降低， 以11年生人工林为例，其0～20、20～40和40～60 cm的细菌数量分别为296.69，169.27，83.03万cfu·g^-1。

图 1 2种不同恢复模式土壤细菌、真菌放线菌数量的变化 Fig.1 Variation of soil bacteria，fungi，actinomycete quantity under two different vegetation restoration methods

真菌数量在自然恢复地、人工造林地随恢复年限的变化见图 1b。随植被恢复年限的增加，0～20、 20～40、40～60 cm土层的真菌数量均逐年递增，其中人工造林模式下土壤真菌数量的增长速度较自然恢复模式快；另外，2种恢复模式下土壤真菌数量也有随采样深度增加而降低的趋势。

土壤放线菌数量在2种植被恢复模式下的0～20 cm土层中均随植被恢复年限的增加而递增(图 1c)，其中人工造林模式下增长速度快于自然恢复模式；在20～40 cm土层，自然恢复模式下放线菌数量随恢复年限增长呈递增趋势，人工造林模式下前7年呈明显递增趋势，之后基本不再增长；在40～60 cm土层，放线菌数量在自然恢复模式下呈较缓慢的递增趋势，人工造林恢复在第5年后基本不再增长。此外，2种植被恢复模式下土壤放线菌数量均随土层深度的增加而降低。

利用恢复11年后(即2013年)的观测数据对比分析自然恢复和人工造林2种植被恢复模式对土壤微生物数量的影响(表 2)。在自然恢复和人工林地中，细菌数量最多，占到土壤微生物总量的95%以上；真菌数量最少，只占不足0.5%。土壤微生物数量以表土层(0～20 cm)最多，并随土层深度增加而明显减少，由于土壤表层有机质含量较高，加之水热条件和通气状况较好，有利于微生物生长，而土层加深后土壤密度变大、孔隙度变小、有机质含量下降，因而微生物数量也随之下降(王岩，2012； 王艳超等，2008)。结合图 1a，b，c可看出，随恢复年限增加，土壤微生物数量均递增，但人工林林地增加更快，在恢复11年后，表层土壤微生物数量除细菌外，真菌、放线菌数量均与自然恢复地存在显著差异。恢复11年后，人工造林模式0～20，20～40，40～60 cm土层中的真菌数量分别较自然恢复模式高出80.56%，125.80%，145.45%；人工造林模式下0～20 cm土层中放线菌数量较自然恢复地高出75.19％。由于人工造林改善了尾矿地局部小环境，促进了地上植被生长，使得地上植被生物多样性及草本植物盖度都明显增加，同时改善了土壤环境，使之更利于微生物生长。

表 2 不同恢复模式恢复11年后的土壤微生物数量和所占比例^① Tab.2 Soil microbial quantity and proportion under various vegetation restoration when restored 11 years

表 2 不同恢复模式恢复11年后的土壤微生物数量和所占比例① Tab.2 Soil microbial quantity and proportion under various vegetation restoration when restored 11 years ×104 cfu·g-1 样地 Sample plot 深度 Depth/ cm 微生物总量 Microbial total amount 细菌数量 Amount of bacteria 比例 Percentage (%) 真菌数量 Amount of fungi 比例 Percentage (%) 放线菌数量 Amount of actinomyces 比例 Percentage (%) 人工林地 0~20 311.62 296.69±46.11Aa 95.21 1.30±0.17Aa 0.42 13.63±2.10Aa 4.38 Plantation 20~40 173.88 169.27±23.03B 97.35 0.70±0.08B 0.40 3.93±0.95B 2.25 40~60 84.53 83.03±12.17B 98.23 0.27±0.04C 0.32 1.23±0.31B 1.46 自然恢复 0~20 268.19 259.69±12.16Aa 96.83 0.72±0.26Ab 0.27 7.78±1.82Ab 2.90 Natural 20~40 142.11 137.87±27.53AB 97.02 0.31±0.07AB 0.22 3.91±0.18B 2.77 restoration 40~60 77.49 76.59±12.89B 98.84 0.11±0.05B 0.14 0.79±0.13B 1.02 ①不同大写字母表示同一恢复模式不同土层间0.01水平差异显著，不同小写字母表示不同恢复模式间0～20 cm土层0.05水平差异显著。下同。Different capital letters represent significant difference at the level of α=0.01 among different layers under the same restoration pattern，and different lowercase letters represent significant difference at the level of α=0.05 among different restoration patterns under 0-20 cm layer. The same below.

过氧化物酶是土壤中的一种氧化还原酶，其活性与土壤呼吸强度及土壤微生物的活动有关。自然恢复、人工林地2种恢复模式下的土壤过氧化氢酶活性的时空变化规律如图 2a所示。2种恢复模式下，土壤过氧化氢酶活性均随恢复年限增加而增加，但各土层增加速度均较缓慢，在恢复11年后，自然恢复、人工造林地0～20 cm土层中过氧化氢酶活性较恢复初始状态分别增加了34.99％，70.13％。另外，2种恢复模式下的土壤过氧化氢酶活性均随土壤深度增加而降低，以人工造林11年后的尾矿土壤为例，其0～20，20～40和40～60 cm土层的过氧化氢酶活性分别为24.04，20.26，16.88 mL·g^-1。

图 2 2种不同恢复模式土壤过氧化氢酶、蔗糖酶、脲酶和磷酸酶活性的变化 Fig.2 Variation of soil catalyse，invertase，urease and phosphatase activity under two different vegetation restoration methods

土壤蔗糖酶活性反映了土壤中碳的转化程度和吸收强度。由图 2b可知，2种植被恢复模式下，0～20 cm土层中土壤蔗糖酶活性随恢复年限增加而逐渐递增，且人工造林模式下递增趋势更明显，自然恢复模式及人工造林模式11年后，0～20 cm土层蔗糖酶活性分别较恢复初始时增加了25.00％，88.89％；20～40 cm和40～60 cm土层中土壤蔗糖酶活性变化不大。此外，随土壤采样深度增加，土壤蔗糖酶活性下降。

脲酶是土壤水解酶类的一种，与某些营养元素的转化利用与植物营养状况密切相关。不同生态恢复年限对土壤脲酶活性的影响如图 2c所示：随着恢复年限增加，2种恢复模式中0～20和20～40 cm土层中细菌数量显示出逐年递增趋势，其中人工造林的增长趋势更明显；40～60 cm土层中脲酶活性无大的变化。此外，土壤脲酶活性随土壤深度的加深而降低，以人工造林后11年为例，其0～20，20～40和40～60 cm土层深度的土壤脲酶活性分别为28.91，21.09，2.93 μg·g^-1。以上结果说明，不同恢复措施对土壤脲酶活性的影响主要发生在浅层。

土壤磷酸酶与土壤中磷的转化过程、方向和强度相关。不同恢复年限对土壤磷酸酶活性的影响如图 2d所示。可以看出，各土层磷酸酶活性均随恢复年限增加而递增，其中人工造林增速更快，在恢复11年后，人工造林地0～20，20～40和40～60 cm土层的磷酸酶活性较自然恢复模式分别增长了48.86%，46.20%，134.60%；此外，土壤磷酸酶活性随土层加深而降低。

利用恢复11年后(即2013年)的观测数据对比分析不同恢复模式对土壤酶活性的影响(表 3)。在恢复11年后，土壤中4种酶的活性均以人工造林模式的表层土壤最高；自然恢复地与人工造林地相比，表层土壤(0～20 cm)的蔗糖酶与磷酸酶活性有显著差异，过氧化氢酶与脲酶活性的差异不显著。人工造林地的土壤表层蔗糖酶与磷酸酶的活性显著高于自然恢复地，由于土壤酶活性与植被生境联系紧密，土壤的物理、化学及生物特性以及植物的生理生化特性不同，以及不同植物在生长过程中新陈代谢的差异，必然会造成某些土壤酶活性的差异(张崇邦，2004；李俊，2005；蒋智林，2008)。

表 3 不同恢复模式恢复11年后的土壤酶活性 Tab.3 Soil enzyme activities under various vegetation restoration methods when restored 11 years

表 3 不同恢复模式恢复11年后的土壤酶活性 Tab.3 Soil enzyme activities under various vegetation restoration methods when restored 11 years 样地 Sample plot 深度 Depth/cm 过氧化氢酶 Catalase/(mL·g-1) 蔗糖酶 Invertase/(mL·g-1) 脲酶 Urease/(μg·g-1) 磷酸酶 Phosphatase/(μg·g-1) 人工林地 Plantation 0~20 24.04±5.10Aa 0.68±0.11Aa 28.91±5.55Aa 30.04±5.75Aa 20~40 20.26±5.99A 0.41±0.10AB 21.09±3.44A 26.33±4.91A 40~60 16.88±5.51A 0.30±0.07B 2.93±0.51B 15.39±3.77A 自然恢复Natural restoration 0~20 19.02±6.36Aa 0.45±0.04Ab 19.06±7.29Aa 20.08±5.60Ab 20~40 16.38±3.76A 0.39±0.05A 17.60±5.17AB 18.01±4.04A 40~60 16.19±3.05A 0.29±0.08B 2.89±0.49B 6.56±2.46B

相关分析(表 4)表明，土壤微生物类群与几种酶活性之间均存在极显著正相关。对于脲酶活性，其与细菌数量的相关性最高(0.935) ；对于磷酸酶活性，其与细菌、真菌、放线菌数量的相关性都很高，均高于0.9；对于土壤蔗糖酶活性，其与放线菌数量的相关性最高(0.948) ；对于土壤过氧化氢酶活性，其与放线菌数量的相关系数最高(0.981) 。由此认为，土壤主要微生物类群及数量的改变，势必会引起土壤酶活性的变化。

表 4 铁尾矿中土壤微生物数量与酶活性的相关性^① Tab.4 Correlation between soil microbe populations and enzyme activities in iron tailings

表 4 铁尾矿中土壤微生物数量与酶活性的相关性① Tab.4 Correlation between soil microbe populations and enzyme activities in iron tailings 变量 Variable 过氧化氢酶 Catalase 蔗糖酶 Invertase 脲酶 Urease 磷酸酶 Phosphatase 细菌 Bacteria 0.809** 0.912** 0.935** 0.913** 真菌 Fungi 0.908** 0.885** 0.881** 0.907** 放线菌 Actinomyces 0.981** 0.948** 0.813** 0.931** ①**：极显著相关(P＜0.01) Significant correlation at 0.01 level.

本研究发现，不同植被恢复模式下铁尾矿废弃地土壤微生物数量以细菌所占比例最大，放线菌次之，真菌数量最少，这与他人研究结果相似(郑雪芳等，2010； 宋海燕等，2007)。土壤微生物数量随土壤深度增加而降低，细菌、真菌、放线菌均是如此。随着植被恢复年限增加，地上植被多样性增加，逐步改善了土壤理化性质及养分含量，使微生物数量不断增加，同时，随土壤层次加深，土壤的水热状况、透气性、养分含量等都下降(姚斌等，2006； 王岩，2012)，因而微生物数量也随之下降。本试验发现，人工造林模式下土壤中主要微生物类群的数量高于自然恢复模式，由于人工造林能有效改善林内环境和小气候，有利于更多草本植物在此定居，因而对土壤理化性质改良作用也更强(吴伟林等，2010； 许中旗，2008； 王艳超等，2008)，更利于微生物生长繁殖。

土壤酶是土壤中的活性物质，它与微生物协同作用，参与和推动土壤的物质循环，其活性可反映土壤生物化学过程的方向及强度，也反映了土壤对植物供应养分的潜在能力(姚胜蕊等，1999)。森林土壤酶系主要来源于植物分泌的次生代谢产物、动植物残体的腐败分解以及微生物的生化活动(龙健等，2003)。本研究发现，铁尾矿废弃地的土壤酶活性随恢复年限增加而逐渐增强，并且人工造林模式下的酶活性显著高于自然恢复地。杨万勤等(2004) 研究发现，土壤酶活性高低与植被的物种组成和多样性相关，地上植被越丰富，多样性指数越高，土壤酶活性也就越高，这与本研究结果相似。本研究中，人工造林后形成相对稳定的人工林群落，生物多样性有了明显提高，同时土壤中主要微生物类群的数量及土壤酶活性也明显增强。同时，本研究发现，土壤酶活性表现随土层加深而降低，由于表层土壤受植物根系生长及凋落物分解影响最大(李媛媛等，2010)，而深层土壤的透气性、水热状况等变差，植物根系、土壤有机质含量减少，制约着土壤微生物的生长繁殖(陶宝先等，2009)，进而影响到土壤酶活性。

一些研究(赵林森等，1995；刘梦云等，2006)指出，土壤微生物与土壤酶有密切关联，土壤酶与土壤肥力之间也有密切关系，因此通过土壤微生物总数的测定可初步判断土壤肥力高低。本研究表明，在铁尾矿上进行人工植被恢复不仅可促进群落物种多样性增加，同时也改善了植被赖以生存的土壤环境，植被恢复后的土壤微生物数量和酶活性都表现为人工造林地＞自然恢复地，说明人工造林更利于增加土壤肥力，因此存在人工造林干预下林地土壤修复的必要性(薛立等，2003)。

植被恢复下的土壤质量演变是个漫长过程。随恢复时间推移，尾矿地的植物多样性、养分含量、微生物多样性及酶活性等均会发生演变，因此有必要对其进行长期跟踪监测。在评价修复效果的时间变化上，很多研究都采用空间替代时间的方式进行(许中旗等，2008； 王艳超等，2008； 孙翠玲等，2005)，这种研究方式存在较大局限性，可能不会真实反映土壤的改善过程，仅能反映最终的结果差异。相比之下，本研究采取了长期跟踪监测的研究方法，能较好反映出土壤修复效果的演变过程，从而为铁尾矿的生态治理提供科学依据。

1) 尾矿地人工造林后，草本植物多样性有明显提高。

2) 自然恢复与人工造林恢复方式均可提高尾矿地的土壤微生物数量及酶活性。

3) 与自然恢复相比，人工造林改善尾矿土壤中主要微生物类群的数量及土壤酶活性的作用更明显。以表层土壤为例，恢复11年后，细菌、真菌、放线菌数量分别较自然恢复模式增长了14.25%，80.56%，75.19%，土壤过氧化氢酶、蔗糖酶、脲酶、磷酸酶活性分别较自然恢复模式增长了26.39%，51.11%，51.68%，48.86%。

本研究表明，在瘠薄的尾矿废弃地引入耐贫瘠、耐干旱的植被种类进行人工造林，一方面可形成相对适宜的群落环境，为更多种类植物定居创造条件，另一方面可逐步改良尾矿废弃地土壤，提高土壤微生物多样性及酶活性，从而逐步实现对尾矿废弃地的治理。