土壤重金属污染的微生物生态效应

1、 收稿日期 :2004-11-29 基金项目 :国家科技部社会公益研究专项资金项目 (177-2-3 作者简介 :段学军 (1969- , 男 , 山西祁县人 , 博士 , 副教授 . 第 16卷第 1期 中原工学院学报V ol. 16 N o. 12005年 2月 JOURNA L OF ZH ONG YUAN INSTITUTE OF TECHN OLOG Y Feb. ,2005 文章编号 :167126906(2005 0120001205土壤重金属污染的微生物生态效应段学军 1, 盛清涛 2(1. 中原工学院 , 河南 郑州 450007; 2. 太原理工大学 , 山西 太原 030

2、024摘 要 : 就重金属污染对土壤微生物群落结构多样性 、 土壤微生物活性 、 土壤酶活性的生态影响以及重金属镉污染土 壤的微生物学评价等领域的研究进展进行了综合述评 , 确定目前该领域研究存在的主要问题为研究方法的限制以及如 何消除土壤各因子间的相互影响及土壤的异质性 , 并对今后研究趋势作了进一步展望 , 认为将微生物学性质的变化与金 属形态特别是生物有效态联系起来加以研究 , 在综合研究重金属胁迫的微生物生态效应的基础上 , 选择多个指标来综合 评价土壤的重金属污染 , 系统地对土壤多样性与重金属污染土壤的微生物和微生物过程的关系进行深入研究 , 特别是从 分子及细胞水平来了解其机理将

3、是今后的研究方向 . 关 键 词 : 重金属 ; 土壤微生物 ; 土壤酶 ; 生态效应 中图分类号 : X 172文献标识码 : A 土壤作为环境的组成部分 , 受到来自工业和社会 的废水 、 固体废物 、 农药化肥及大气降尘等的污染 . 其 中重金属以其在土壤中难降解 , 毒性强 , 等特征受到广泛关注 , 物的生态效应 , , 进而影响土壤中氮 , 影响土壤肥力以及建 立重金属污染的微生物评价诊断指标 , 为控制污染提 供必要理论依据 , 就成为污染微生物生态学的一个重 要方面 . 国内外学者在重金属污染土壤生态效应的多 个方面做了大量的研究工作 , 本文将就此领域的最新 研究进展作一综合

4、评述 .1 重金属对土壤微生物种群的影响土壤微生物种群结构能较早地预测土壤养分及环境质量的变化过程 , 是最有潜力的敏感性生物指标之 一 . 微生物群落结构的分析主要通过描述微生物群落 的稳定性 、 微生物群落生态学机理以及自然和人为干 扰对群落的影响 , 揭示土壤质量与土壤微生物数量与 活性的关系 1. 其中细菌生理类群多样性是一个重要 的研究方向 , 土壤的生态条件决定着细菌生理类群多, , 较常用的 (MPN , 也可采用碳素利 用法 (BI O LOG 测试系统 、 脂肪酸甲基脂 (P LFA 分析 法 、 荧光原位杂交 、 放射自显影技术等 2,3. 自上一世 纪 70年代以来 ,

5、对重金属影响微生物数量及群落结构 多样性方面进行了大量研究工作 , 主要涉及 Cd 、 Cr 、 Cu 、 Pb 、 Zn 、 Hg 、 As 等 7种重金属 , 通过污染大田测定以及盆栽 、 模拟试验 , 大部分研究表明 , 重金属对微生物 毒性的效应与其浓度有很大关系 , 低浓度的某些重金 属能促进微生物的生长 , 但随着重金属浓度的增加 , 会 出现明显抑制作用 , 二者一般呈负相关关系 , 其相关显 著性与重金属种类 、 土壤类型及微生物类群有关 . 由于 在确定土壤中金属的生物有效性上有一定难度 , 而且 土壤微生物区系的复杂性及研究方法不同 , 不同研究 结果之间可比性较差 . B

6、rookes 等采用土壤熏蒸法测定 了使用含重金属的污泥达 20年的农业土壤中微生物 的总量 , 认为重金属对土壤微生物总量有抑制作用 , 与 土壤 ATP 法测定结果一致 . Chander 与 Brookes 采用土 壤熏蒸法测定了不同重金属浓度对微生物量的影响 , 认为低浓度对微生物生物量没有大的影响 , 高浓度的 Cu 、 Zn 使生物量下降 40%, 而 Cd 、 Ni 则对生物量没有 影响 4. Fliebbach 等研究了长期使用含重金属的污泥 土壤中微生物数量与重金属浓度的关系 , 认为低浓度 的重金属能刺激微生物的生长与微生物的活性 .重金属对微生物区系的影响方面 , 通过添

7、加重金 属的土壤盆栽大豆和水稻试验研究 , 表明添加 1mg/kg 镉时 , 细菌开始受到抑制 . 镉对真菌的抑制也比较明 显 , 放线菌抑制不明显 , 对固氮菌则有刺激作用 5. 通 过综合同类研究结果 , 可得出 :(1 不同微生物区系对 重金属的敏感程度不同 , 其敏感性顺序一般为细菌 放线菌 真菌 ; (2 不同重金属种类对微生物的毒性效 应不同 , 一般为 Hg Cd Al Pb Fe Cu Zn ; (3 重 金属的生物毒性受许多因素的影响和制约 , 其中尤以 土壤质地 、 pH 等影响最大 68. 可见 , 重金属污染胁迫 可对土壤微生物种群结构产生较大的影响 .2 重金属对土壤

8、微生物活性的影响土壤微生物活性是指土壤中所有微生物的总体代 谢活性 , 土壤微生物的代谢功能决定着土壤中有机质 的周转与矿化 、 养分转化以及有机废弃物的循环等 , 能敏感地反应土壤质量的健康状况 9. , 数情况下 , , , 其 C O 210. Brookes 和 Mcgrath 研究发现 , 重金属污染严重的土壤其基础呼吸比轻度污染的土壤要高很多 . Fliebbach 等 报道在土壤中施入含低浓度重金属和高浓度重金属的 淤泥时 , 其土壤呼吸强度会随着重金属浓度的增加而 上升 . Bardgett 等测定了草地表层土壤的基础呼吸 , 其 大小则随着 Cu 、 Cr 和 As 浓度的增

9、加而呈现显著的上 升趋势 . K illham 用 14C 标记的葡萄糖施入重金属污染 的土壤中进行研究 , 结果发现土壤释放 C O 2量与被标 记土壤微生物量 C 的比值随着重金属胁迫的加剧而 增加 , 表明重金属胁迫下微生物代谢活性从生物合成 转向能量释放分解代谢过程 . 但有人发现加入低浓度 Cd 和 Zn 可促进土壤呼吸作用 , 土壤呼吸受重金属刺激而增强 , 推测是微生物的一种应激反应 , 机理不 明 1112.氮素转化是土壤元素生物化学循环的主要环节之 一 , 而微生物则是推动土壤氮素转化的原动力 . 研究结 果表明 , 土壤矿化作用 、 硝化 、 反硝化作用强度以及固 氮作用强

10、度等生物化学过程均受重金属胁迫的影响 12. Wilke 研究了 Cd 及其它重金属污染物对氮素转 化的长期影响 , 发现其明显抑制有机氮的矿化作用 , 与 污染水平呈负相关 . 通过室内培养方法对土壤中各种 氮素转化过程进行比较研究 , 表明土壤中硝化作用比 有机氮的矿化作用对重金属毒性更敏感 , 但野外田间 试验研究结果却与此相反 . 对反硝化作用来说 ,Cd 较 其它重金属对反硝化作用的抑制最强 . 硝酸盐还原酶 受重金属影响较小 , 亚硝酸还原酶则受到明显抑制 . 王 淑芳等的研究结果也表明 , 固氮菌的固氮作用强度随 土壤 Cd 、 Cu 、 As 、 Pb 含量的增加而降低 13.

11、 Brookes 等 研究施用淤泥的土壤中的蓝绿藻固氮作用 , 发现在很低的重金属浓度下 (Cd2mg/kg 固氮作用强度下降 50%, 室内研究结果同样显示 , 固氮作用与重金属浓度有显著负相关 , 低浓度重金属污染土壤中微生物的固 氮量是高浓度的 10倍 , 说明固氮微生物对重金属污染 相当敏感 .3 重金属对土壤酶活性的影响, 并且和微生物一起 土壤酶类对重金属的 , 且其活性变化直接反映土 , 从而影响作物的生长 . 在重金属对土壤酶 活性影响方面 , 国内研究者做过很多工作 1419. 一些 重金属元素是土壤酶的重要组分或辅助因子 , 但当土 壤中重金属含量过高时则会对土壤酶活性产生

12、抑制作 用 . 大量研究表明 , 土壤酶活性的大小与重金属污染程 度存在一定的相关性 . 这些酶中既包括如脱氢酶等胞 内酶 , 也包括如脲酶 、 蛋白酶 、 磷酸酶等胞外酶 . 综合相 关研究报道 14,15, 重金属对酶的作用机理可分为三种类型 :(1 重金属离子作为酶的辅基能促进酶活性中心 与底物间的配位结合 , 使酶分子及其活性中心保持一 定的专性结构 , 改变酶催化反应的平衡性质和酶蛋白 的表面电荷 , 从而增强酶活性 ; (2 重金属占据了酶的 活性中心 , 或与酶分子的巯基 、 胺基和羧基结合 , 形成 较稳定的络合物 , 产生了与底物的竞争性抑制作用 , 或 者重金属通过抑制土壤

13、微生物的生长和繁殖 , 减少体 内酶的合成和分泌 , 导致酶活性降低 ; (3 重金属与土 壤酶没有专一性对应关系 , 酶活性不受影响 .K umar 等将质量分数为 50或 25mg/kg 的不同金属离子添加到土壤中 , 脲酶活性均受到抑制 . 史长青的 研究表明 , 稻田土壤脲酶活性与 Cd 、 C o 、 Zn 呈显著负相 关 、 过氧化氢酶与 Pb 呈显著负相关 , 认为脲酶 、 过氧化 氢酶可作为土壤污染指标 16. K andeler 等研究了土壤2 中原工学院学报 2005年 第 16卷 中的 13种酶后发现 , 与土壤碳循环有关的酶受重金属 抑制较小 , 与土壤氮 、 磷 、

14、硫循环有关的酶受重金属抑 制作用明显 , 他们还发现在轻度污染浓度下 (Zn 、 Cu 、 Ni 、 V 、 Cd 分别为 300、 100、 50、 50、 3mg/kg 芳基硫酸酯 酶 、 碱性磷酸酶和脱氢酶活性分别只有对照的 56% 80%、 46%64%、 54%69%12. K andeler 等报道了金 属冶炼厂附近土壤 , 遭到重金属污染后 , 与无污染土壤 相比 , 土壤脱氢酶 、 蛋白酶 、 碱性磷酸酶和硫酸酯酶活 性均受到明显抑制 1719. 由此可见 , 不同种类的酶对 土壤重金属污染的敏感性存在较大的差异 , 通常情况 下 , 脱氢酶活性磷酸酶活性 、 脲酶活性在重金属

15、污染土 壤中均表现出下降趋势 , 它们能够敏感地反应重金属 对土壤生化反应的毒性效应 . 目前提出的土壤酶监测 指标有土壤脲酶 、 脱氢酶 、 转化酶 、 磷酸酶等 , 但监测结 果差异较大 , 其原因主要是由于酶类型 、 土壤性质等不 同而导致的 .4 重金属污染土壤的微生物学评价重金属污染土壤的修复必须以科学的评价为基 础 . 过去几十年来 , 一直沿用化学方法来评价 , 随着土进 ,们的关注 . :物量 ,为明显的指标 .4. 1 土壤中有代表性且对重金属敏感的微生物数量 廖瑞章等人在 9种土壤以及矿物盐 、 蔗糖培养基 中观察固氮菌对 5种重金属及砷的毒性临界浓度 , 发 现六价铬的浓

16、度在 310mg/kg 、 铜浓度达 16. 25 mg/kg 、 铅浓度为 30mg/kg 、 汞为 0. 30. 7mg/kg 、 砷浓 度为 2. 510mg/kg 时 , 土壤中固氮菌数量显著减少 , 可作为毒性临界浓度使用 20.4. 2 重金属敏感细菌与耐性细菌之比大量研究结果表明 21, 不同微生物类群对重金属 的敏感程度不同 . Duxbury 和 Bicknell (1989 研究了未 污染土壤与污染土壤中的细菌种群 , 发现每种土壤中 的细菌种群都包括两类 , 其中一种比另一种能忍耐更 大浓度范围的重金属 . 研究还发现污染重的土壤 (Cd 、 Cu 、 Ni 、 Pb 分

17、别为 12、 82、 199、 207mg/kg 比污染轻的土 壤 (Cd 、 Cu 、 Ni 、 Pb 分别为 2、 11、 48、 13mg/kg 中耐性细 菌的数量多 15倍 . D oleman 等在研究不同浓度 Cd 对微 生物的影响时发现 , 随 Cd 浓度的增加 , 细菌的总量并 没有明显变化 , 但敏感菌与耐性菌的数量之比却发生 了明显变化 . 因此这一比值可作为指标来评价土壤重 金属污染 . K ubat 以此来评价捷克耕作土的质量 , 认为 这一指标对重金属比较敏感 .4. 3 生物的生物量碳与土壤有机碳之比 (Cmic/C org Cmic/C org 是反映土壤生态系统

18、中碳平衡的指标 . 当外界环境发生变化时 ,Cmic/C org 的变化可以早与其 它指标被检测出来 . Chander (1993 在同一试验场对同 一对 象 的 研 究 认 为 , 含 重 金 属 污 染 处 理 的 土 壤 其 Cmic/C org 比对照下降了 32%, 这可能是由于重金属降 低了微生物对有机质的矿化率 .4. 4 微生物活性土壤重金属污染的微生物活性指标有很多 , 如呼 吸作用 , 脲酶 、 脱氢酶 、 磷酸酶活性 , 纤维素分解作用 , 碳 、 氢矿化作用及固氮作用等 , 但由于分析方法 、 手段 的限制 , 许多研究结果相互矛盾 . 近年的研究发现 , 利 用上述

19、微生物活性指标的有机结合可以更灵敏地反映 重金属污染程度 , 其中有 3个指标相对较为敏感 . 4. 5 微生物的代谢商环境胁迫下 ,量 . K. (2倍 . 进一步的研究表明 , 含高浓度 重金属的土壤中微生物利用有机碳更多的是作为能量 代谢 , 以二氧化碳形式释放 , 而低浓度重金属的土壤中 微生物能更有效地利用有机碳转化为生物量碳 , 从而 导致代谢商的差异 . 因此研究者认为采用代谢商较之 土壤呼吸强度对重金属更为敏感 , 是评价重金属微生 物效应的良好指标 22.5 问题与展望综上所述 , 在重金属污染土壤的微生物生态多样 性方面 , 不仅从微生物种群数量 、 生理类群多样性以及 生

20、理生化代谢活性 , 并在重金属污染土壤的微生物学 评价取得了一定的研究成果 , 一些指标已经在生产实 践中获得了应用 , 但仍存在以下几个方面的问题 :首 先 , 许多研究者对同一因子的研究结果往往相差很大 , 有时甚至是相互矛盾的 , 其中很重要的原因就是研究 方法的差异引起的 . 传统方法在微生物污染生态研究 中至今还具有不可替代的作用 , 但由于研究手段的限 制 , 难以保证结果的正确性 . 将微生物学性质的变化与 金属形态特别是生物有效态联系起来研究 , 在综合研 究重金属胁迫的微生物生态效应的基础上 , 选择多个 3 第 1期 段学军等 :土壤重金属污染的微生物生态效应 指标综合评价

21、土壤的重金属污染 , 会更加合理与准确 . 其次 , 这些微生物学性质在受重金属影响的同时 , 也受 其它因素如土壤有机碳 、 pH 的影响 , 而且由于土壤各 个化学因子之间的相互影响太大 , 难以判断是什么因 子引起微生物性质改变的 . 另外 , 由于土壤的异质性 , 不同土壤上同一生物指标差异很大 , 有时可达 10100倍之多 , 这会显著影响对土壤污染的评价 , 导致难以确定重金属对土壤微生物的毒性临界值以及寻找有 价值的微生物学评价指标 . 因此 , 有必要系统地对土壤 多样性与重金属污染土壤的微生物和微生物过程的关 系进行深入研究 . 同时 , 如能对重金属的微生物毒性效 应做进

22、一步的深入研究 , 特别是从分子及细胞水平来 了解其机理 , 则对确定重金属污染的生物指标及寻找 新的 、 灵敏 、 高效 、 快速监测指标大有帮助 .参考文献 :1 Van E lsasT rev ors J T ,Wllington E M H. M odern s oil microbiologyM.New Y ork :MarcelDekker ,1997. 153-201. 2 杨元根 . 用土壤微生物方法评价重金属 Cu 的毒性及其时间效应 J.自然科学进展 ,2001,11(3 :36-39.3 Amann R , Fuchs B M , Behrens S. The ident

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31、了基础 . 该系统的研究与开发 , 不但具有理 论上的意义 , 而且具有一定的推广价值 . 参考文献 :1 魏国韩 . 浅谈高校科研信息管理 J.图书馆学研究 ,2003, (2 :24-25. 2 方 盈 . S Q L Server 2000中文版彻底研究 M.北京 :中国铁道出版社 ,2001. 3 朱爱民 . P owerBuilder8. 0编程实用技术与案例 M.北京 :清华大学出版社 ,2002. 4 何 军 , 曲 炜 . P owerScript 语言事件与函数大全 M.北京 :电子工业出版社 ,2002. 5 王梅君 . P owerBuilder7. 0对象与控件技术详解

32、 M.北京 :电子工业出版社 ,2002. 6 柯建勋 . P owerBuilder8. 0进阶篇 M.北京 :清华大学出版社 ,2003.Design and Development of Science ationManagement of T echnology ,Zhengzhou 450007,China Abstract : In this paper , based on the characteristics and requirements of university science research in formation man 2agement , management in formation system for university is designed and realized. the design idea , realization project , the con 2tent and performance of system are introduced , It expou