第10章微生物污染生态学

1、1面对化学品大量使用过程中所带来的危害，所面临的两个问题：1.鉴定并取代对生态系统有潜在危害的化学品；2.研究化学品对土壤及动、植物等生物体的影响，对生态系统的整体生态效应与治理。讨论：污染物对土壤微生物的生态效应、微生物的净化功能和微生物降解与修复，以及植物修复及其对土壤微生物生物修复的促进作用。目的：从微生物生态研究的角度帮助人们理解微生物在生态系统中所起的作用，以及环境微生物在污染净化过程中具有的特殊功能。2一、土壤污染的产生土壤污染的产生是由于过量的有毒有害物质通过一定途径(人为影响、意外事故或自然灾害)进入土壤，使土壤环境质量下降，土壤的结构和功能遭到破坏的过程，它直接或间接的危害人

2、类生存和健康。3造成土壤污染的物质有：造成土壤污染的物质有：无机元素(镉、铅、铜、砷和汞)及其化合物；有毒有机污染物(有机氯、多环芳烃、农药、杀虫剂、化肥和其他杂环有机化学品)；放射性物质；氮磷营养元素；寄生虫、病原菌、病毒以及基因工程微生物；内分泌干扰素。4二、土壤微生物土壤微生物是土壤生态系统中的重要成员，它们可以分为细菌、真菌、放线菌、藻类和原生动物等。土壤微生物与土壤形成过程有关。由于土壤类型、植物群落和气候条件等因子影响，分布类型和生理活性也存在一定差异。土壤微生物类群的特性和数量与土壤肥力和植物生长有着密切关系。在土壤以及生物圈的物质循环和能量流动中，土壤微生物起着关键性的作用。土

3、壤微生物参与的主要生态化学过程有：有机化合物和动、植物及微生物残体的分解；固氮作用；腐殖质分解与形成；磷、硫、铁及其他元素的转化，以及碳、氮、磷的生物地球化学循环。5三、微生物功能对土壤生态的指示作用有三类至关重要的土壤微生物功能有三类至关重要的土壤微生物功能：有机质分解(包括矿化和转化)、生命元素的积累(包括固氮作用，磷的累积和生物量的贮存)、土壤生态系统的稳定作用在进行土壤微生物生态研究时，选择合适的试验指标尤为重要：在进行土壤微生物生态研究时，选择合适的试验指标尤为重要：高度敏感指标：酸性磷酸酶活性、有机质分解和硝化作用、硝化菌、根瘤菌和放线菌的种群数量中等敏感指标：氨化作用、呼吸作用、

4、脱氧酶活性不敏感指标：反硝化作用、尿酶活性和非共生固氮作用6四、农药对土壤微生物的生态效应1.1.农药的类型农药的类型依据其结构：有机氯农药、有机磷农药、氨基甲酸酯类农药、除虫菊酯农药、无机农药依据其功能：杀虫剂、除草剂、杀菌剂、除真菌剂、和除螨剂依据作用方式：胃毒剂、触杀剂、熏蒸剂、内吸剂、驱避剂、引诱剂72.2.农药对土壤微生物的影响农药对土壤微生物的影响农药首先在土壤表层富集，降雨、灌溉和耕作等都会改变农药在土壤中的分配，农药在土壤中的浓度也受一些化学、生物及物理化学过程影响，土壤微生物对农药大多有降解作用。3.3.农药对分解过程的影响农药对分解过程的影响植物残体和土壤有机质的分解是土壤

5、中养分循环的关键过程，农药百草枯和镇草宁能减缓多种植物残体分解。但研究结果并不一致。当植物残体与农药一起使用时，抑制作用显著，而植物残体施于土壤表面与农药混合于土中，抑制作用明显下降。这是由于土壤能通过呼吸作用使这两种除草剂变得不活跃。84.4.农药对氮素生物化学过程的影响农药对氮素生物化学过程的影响氨化作用和硝化作用：除草剂和杀虫剂一般对氨化作用影响很小。熏蒸剂和杀真菌剂则引起土壤中氨态氮增加。反硝化作用：在田间推荐使用浓度下，农药对反硝化过程无持久作用。一般农药只在较高剂量才对它产生抑制作用。固氮作用：共生微生物的固氮作用为豆科植物提供所需氮素的30%-70%。用于豆科植物的农药包括种子和

6、叶面杀菌剂和除草剂。呼吸作用：一般是通过测量消耗的氧气或释放出的二氧化碳来检测。呼吸作用的大小通常与土壤微生物的总量有关。呼吸作用越强，微生物数量越大。广谱杀菌剂和熏蒸剂能强烈抑制土壤呼吸作用。然而这种影响通常是短暂的，呼吸作用会很快恢复。95.5.土壤微生物活性与土壤酶土壤微生物活性与土壤酶土壤微生物活性与土壤酶的相关性。土壤酶也逐渐被广泛用于污染物对土壤微生物影响研究中。6.6.农药的长期生态效应农药的长期生态效应野外长期实验对在田间管理条件下研究农药对土壤微生物影响提供了可能。研究确认，除草剂对土壤微生物数量几乎没有持久影响。在种植胡萝卜和大麦的田间施用杀真菌剂、杀虫剂和除草剂不但不会降

7、低微生物总数，有时反而会使其增加。尽管许多研究表明，有些农药对土壤微生物确实有影响，但其农业上的意义还不清楚。107.7.农药的作用机理与生态效应关系农药的作用机理与生态效应关系微生物对农药的反应分为三类：可忽略、可忍受、可持久反应。有些微生物对农药非常敏感，主要代谢过程易受农药干扰；有些农药则作用于动、植物和微生物共同的生化过程，因而构成对非靶生物的重大威胁。8.8.土壤微生物对农药的转化与降解土壤微生物对农药的转化与降解微生物作用于农药的方式不外乎四类：即矿化作用、共代谢作用、降解作用和生物浓缩11五、重金属对土壤微生物的生态效应重金属不仅包括金属元素，还包括非金属元素。判断重金属的标准：

8、（1）它们的比重均大于4或5（2）它们在元素周期表中处于原子序数22-34、40-52及镧族稀土元素和锕族元素之中（3）它们在动植物体内的独特生化响应121.1.重金属对土壤微生物毒性的评价指标重金属对土壤微生物毒性的评价指标土壤重金属污染效应可大致分为两类：一是生化过程效应；二是微生物数量或群落效应。这两类研究都面临如何确定清洁土壤或无污染土壤标准问题。土壤生物活性可直接表示土壤生态系统功能受重金属影响的程度，包括“凋落物的分解、凋落物的累计、碳的矿化、氮的转化和土壤酶活性。132.2.影响重金属对土壤微生物毒性的因素影响重金属对土壤微生物毒性的因素生物因子：色素、黏液、生理年龄、形态、营养

9、状态、生理适应、遗传适应。非生物因子：重金属的形态、浓度和复合效应、土壤pH、氧化还原电位、阳离子交换量等。3.3.重金属对土壤微生物生化过程的影响重金属对土壤微生物生化过程的影响凋落叶分解：土壤微生物活性的降低最终会通过凋落物的分解速度减慢反映出来。过程是由多种不同功能的微生物共同完成。（例P305）重金属污染引发的凋落物分解率的差异会随时间而扩大。14呼吸作用：呼吸作用：在重金属研究中，土壤呼吸强度是报道最早的指标之一，多数情况下，当重金属浓度较低时，对呼吸强度没有影响；而在高浓度下，呼吸作用受到抑制。但Cd和Zn低浓度时会促进呼吸作用。土壤酶活性土壤酶活性：土壤酶活性是探讨生物对重金属污

10、染影响的有效途径，在众多的土壤酶中，磷酸酶、脲酶、蛋白酶和脱氢酶对重金属污染最敏感。154.4.重金属对土壤微生物数量、种群及群落的影响重金属对土壤微生物数量、种群及群落的影响微生物数量的测定通常采用平板计数法，不过对于真菌等微生物，此法仍存在不足，通过微生物数量变化来反映污染水平通常不太可靠，但仍有研究报道重金属对土壤微生物数量的影响。一般在低浓度下重金属对土壤微生物有刺激作用，高浓度有抑制作用，且不同类群微生物的敏感性不同。通常顺序：放线菌细菌真菌。用抗性微生物数量检测重金属污染比用微生物总数要敏感得多。165.5.微生物的种群结构与多样性微生物的种群结构与多样性种群结构与多样性都是表征生

11、态系统群落结构的重要参数，研究表明，对重金属污染，多样性指数不如种群结构敏感。除非铜的浓度超过10000mg/kg以上，否则，重金属对真菌多样性影响很小。而种群结构在铜浓度超过1000mg/kg时即发生改变。重金属会导致真菌种群结构变化。（例P307）176.6.微生物的耐性和适应性微生物的耐性和适应性土壤微生物对重金属的耐性和适应性是常见的现象，而且在污染环境中经常能检测出具有抗性的真菌和细菌。抗性微生物在污染环境中繁衍通常是由于基因改变、生理适应或已具抗性种对敏感种的取代。真菌常被“训练”的能抵抗高浓度的重金属，至于是由于生理适应性还是基因改变，则随情况不同而异；细菌对重金属的抗性通常由质

12、粒上的基因表现。因此，污染环境中重金属抗性增强可能是通过质粒的基因传播。暴露时间也是产生抗性的一个非常重要的因素。当于重金属污染土壤中加入葡萄糖或谷氨酸时，会出现一个滞后期，分解代谢开始后，代谢速率和分解程度与对照土壤相近，这表明负担降解的微生物是一个抗性群体。187.7.重金属毒性的差异重金属毒性的差异重金属的毒性在不同土壤中有很大差异并随检测指标敏感性不同而异，重金属复合污染比单一重金属污染的毒性明显增强。产生如此差异的原因可归纳如下：（1 1）重金属的生物可得性：）重金属的生物可得性：土壤质地、有机质、pH、CEC、环境因素和重金属自身性质均能影响重金属在土壤溶液中的溶解度，从而改变其生

13、物可得性及对土壤微生物的毒性；土壤微生物生物过程的敏感性土壤微生物生物过程的敏感性：对于同一重金属，不同的微生物生化过程表现出不同的敏感性。污染物进入土壤后，首先对土壤微生物的生理、生化性能及土壤理化性质产生影响，从而影响土壤生态系统结构和功能的稳定性。19六、有机污染物对土壤微生物的生态效应1.1.矿物油污染物对土壤微生物的生态效应矿物油污染物对土壤微生物的生态效应石油是由上千种化学性质不同的化合物组成的复杂混合物，没有明显的总体特征。主要由烃类和非烃类化合物组成，其中烃类占95%-99.5%，其他元素仅占0.5%-5%。石油污染区土壤中微生物类群：野外调查研究表明，石油污染去土壤中微生物数

14、量与对照土相比有不同程度的增长。土壤蔗糖酶与石油烃降解：土壤蔗糖酶活性的变化与石油烃的降解过程密切相关，其活性随石油烃在土壤中的残留量减少而减弱，并在培养结束时减弱到对照水平。202.2.多氯联苯多氯联苯(PCBs)(PCBs)和二恶英和二恶英(PCDDs)(PCDDs)污染物对土壤微生物的生态污染物对土壤微生物的生态效应效应多氯联苯(PCBs)是人工合成的一类毒性强、具有三致效应的芳香族物有机污染化合物；其污染范围从北极海生哺乳动物到南极的鸟蛋，以及人们食用的牛奶、鱼类等，几乎无处不在。多氯二苯并二恶英(PCDDs)和多氯二苯并呋喃是存在于环境的中的两类超痕量有机污染物，统称为二噁英，被称为

15、地球上毒性最强的环境污染物。但其对土壤微生物活性的影响很少报道。213.多环芳烃污染物对土壤微生物的生态效应多环芳烃（PAHs）是一类普遍存在于土壤环境中的有毒有害有机污染物，16种被美国环保局列为优先有机污染物。221)多环芳烃对细菌和真菌数量影响研究表明蒽、菲、芘对土壤细菌和真菌数量影响不同。2)多环芳烃对土壤硝化作用及呼吸作用影响3)多环芳烃对土壤酶活性影响菲对土壤脱氢酶活性的影响较为显著。234.4.酚类化合物对土壤微生物的生态效应酚类化合物对土壤微生物的生态效应酚类化合物是有机化工工业的基本原料，在经济上具有重要意义，由于大多数酚类化合物具有较高的水溶性，因而其在环境中的迁移能力很强

16、，是环境中的主要污染物之一。245.5.酞酸酯类化合物对土壤微生物的生态效应酞酸酯类化合物对土壤微生物的生态效应酞酸酯类化合物作为增塑剂在工农业生产中广泛被使用，是世界上生产量最大，应用面最广的一类合成有机化学品。随农用地膜的使用量的急剧增加，使越来越多的酞酸酯类物质被释放进入农田生态系统。其较难被微生物降解，在土壤中的去除率仅为2%，大部分长时间的残留在土壤介质中，危害性极大。25一、生物净化土壤微生物是土壤生态系统中的重要成员，它们可以分为细菌、真菌、放线菌、藻类和原生动物等。它们本身在生命的代谢活动过程中具有对外源污染物自发降解的能力。在履行这一功能的过程中，土壤微生物将环境污染物降解或

17、利用，从而使生态系统具有了一定的纳污和清污的能力，使土壤保持正常的功能，这种特殊作用称之为生物净化。26二、生物修复生物修复亦为环境生物技术，通过生物技术对人为造成的环境污染进行医治、恢复、纠正和修补。是依赖微生物降解活动使自然的生物降解速度和能力人为加强和加快的过程，包括所有微生物处理方法和过程。生物修复处理污染物的优点并未显得十分突出，微生物的潜力未能得到充分的开发和利用。当化合物没有很好的被微生物净化，不是因为不存在可降解的微生物群落，而是没有针对不同处理目的满足微生物生长的最佳条件。这些不足为生物修复技术深入研究与发展开辟了广阔的领域。27三、主要生物修复技术1.原位生物修复(in s

18、itu bioremediation)生物通风法生物通风法：是在不饱和土壤中真空压入空气，以增强空气在土壤中及大气与土壤之间的流动，为微生物活动提供充足的氧气。生物搅拌法：生物搅拌法：是将土壤的饱和部分压入空气，同时从土壤的不饱和部分真空吸取空气，这样即向土壤提供了充足的氧气又加强了空气的流通28泵出处理法泵出处理法：是将污染的地下水回收，进行地表处理(通常用生物反应器)后与营养液混合，由注入井/地沟回注入土壤，由于处理后水中包含有驯化的降解菌，因而对土壤有机污染物的生物降解有促进作用。292.异位生物修复(on situ or ex-situ bioremediation)异位生物修复是将土

19、壤挖出，在场外或运至场外的专门场地进行处理的方法。固相处理：包括土壤耕作法(land farming)、制备床法(preparing bed reactor compost)堆腐法和土地填埋法(land filting)；生物泥浆反应器法(bio-slurry)303.其他生物修复技术遗传改性法遗传改性法：通过综合、转导和转变，质粒转变可以使细菌在他们的环境中快速变化，通过传播遗传信息合成降解新基质所必需的酶，这一特点使得细菌能降解外来污染物，是这些微生物有利于控制环境质量的原因之一。游离酶法游离酶法：微生物分离出来的游离酶可以将有害污染物转化为无害或更安全的化合物，工业一般用粗制或精制的酶提

20、取物，以溶液或固定在载体上的形式来催化各种反应，包括转化碳水化合物和蛋白质。由于游离酶能快速降低毒性，且能在不适合微生物的环境中保持活性，这就使在高pH、高温、高盐或高溶剂浓度土壤中的应用成为可能。31生物修复相比传统物理和化学方法的优点生物修复相比传统物理和化学方法的优点：工程简单，处理费用相对较低可以达到较高的清洁水平能较彻底的将有机污染物降解为最终产物当然生物修复并非万能的，具有的缺点：当然生物修复并非万能的，具有的缺点：处理所需时间周期长还不能处理重金属污染土壤，对难降解有机污染物的去除还存在问题324.生物修复的目标和应满足的条件目标目标：将土壤中的有机污染物降解到检测线以下的水平，

21、或者是降解到低于某一环境处理标准值以下。应满足的条件应满足的条件：必须有活性微生物存在；这些微生物必须有能力在合理的速率下将污染物从起始的高浓度降解到规定的标准浓度以下微生物的分解过程不应产生毒性代谢物处理点化学品及其浓度不应显著抑制微生物的降解活性，否则必须加以稀释处理处理的化学品必须是生物可利用性的在处理点或反应器中的条件必须适合微生物生长，要有适当的氧气、无机养分、适宜的温度、湿度、碳源和微生物共代谢的能源技术费用要低335.有机污染物矿物油的生物修复有机污染物的生物可利用性是影响生物修复的重要因素。有机污染物的生物可利用性是影响生物修复的重要因素。对有机污染物的生物修复有对有机污染物的

22、生物修复有2 2个途径：个途径：一是将有机污染物作为惟一碳源和能源二是将有机污染物与其他物质一起以共代谢方式进行（1）矿物油：是由数千种化学性质不同的物质组成的复杂混合物，主要由烃类和非烃类组成，其中烃类占95%-99.5%。微生物对烷烃的分解特征：链烃比环烃易氧化，正构烷烃比异构烷烃易氧化，直链烷烃比支链烷烃易氧化。34（2）影响石油烃生物降解的因素：一般认为细菌分解原油比真菌和放线菌容易得多；微生物暴露于受污染的环境，发生的适应过程有三种机制三种机制：（1）特定酶的产生和失活（2）导致代谢活性变化的遗传物质的变化（3）能够迁移降解石油烃的微生物的富集35（3）影响矿物油降解的生态因子氧气氧

23、气：烃类化合物的降解要在好氧条件下进行营养元素：土壤中N、P含量一般较低，石油烃污染后，C源大量增加，N、P含量特别是可溶性N、P就成为上述影响降解的因子湿度和湿度和pHpH：生物降解必须在一定的土壤湿度条件下进行，湿度过大或过小都将影响土壤的通气性。湿度达到最大持水量的30%-90%时，宜于石油烃的生物降解。其他土壤性质其他土壤性质：还未对土壤质地、化学组成、氧化还原电位、黏土含量等因素对石油烃的降解率进行过系统研究，但土壤颗粒大小和土壤有机质含量是两个重要影响因素。366.多环芳烃多环芳烃(PAHs)是由两个以上苯环以线状和簇状排列组合的一组含有碳和氢原子的有机物。（1）美国EPA黑名单上

24、几种PAHs的毒性及其生物降解萘、苊烯、蒽、菲、芘、荧蒽、苯并(a)芘总之，包括细菌、真菌、酵母和藻类等在内的微生物都有能力代谢低分子和高分子PAHs37（2）PAHs的微生物降解作用研究表明，将表层和亚表层土壤微生物提前暴露于PAHs或其他的碳氢化合物中可以增加降解率。（3）野外条件下PAHs的生物降解作用任何微生物对污染土壤的清洁作用取决于它们在多介质的土壤环境中的存活率和表现。限制微生物生长的因素包括种间竞争，微生物的寿命，及在油PAHs存在条件下的降解基质，场地条件等。38（4）PAHs的生物降解途径1 1）生物化学途径：）生物化学途径：生物修复的最终目的是将有机污染物完全降解为无害组

25、分二氧化碳和水2 2）微生物学途径：）微生物学途径：一是作为微生物的碳源和能源二是共代谢或是共氧化作用39（5）影响土壤PAHs降解的生态条件PAHs的降解率可以通过控制土壤的生态条件得到改善。40（6）表面活性剂对PAHs生物降解的影响PAHs在土壤中的强烈吸附限制了它们的生物可利用性，高分子PAHs的低水溶性是生物降解的主要限制因子，严重的控制了高分子PAHs的降解率。表面活性剂在超过其临界胶束浓度时，能增强PAHs的解吸和溶解度。但在使用时，应掌握适当的浓度。过高会抑制微生物活性，或被当作母体基质，增加处理费用。研究表明，浓度超过临界胶束时具有很好的处理效果。浓度过低时，虽然也能增加PA

26、Hs的降解，但是不会增加PAHs的土壤解吸量。表面活性剂本身的可降解性也是一个值得考虑的问题。41一、植物生物修复法的基本假设植物修复是一种即经济、又高效的处理污染土壤的方法，因为植物能提供可利用的补充碳源来促进根际微生物的生长，增加土壤微生物的种群总量，土壤微生物通过在根圈内吸收、累积、代谢和生物迁移刺激污染物的去除。42二、植物修复的特点植物对生物修复的贡献可分为两方面：一是植物自身对污染物的吸收、转化与积累；二是为生物修复提供有利条件，促进土壤微生物对污染物的生物降解 43三、植物根圈对微生物活性的促进效应根圈是一个由植物根与土壤微生物之间的独特的动力学相互作用带，植物根圈为微生物生长提

27、供了特殊的栖息环境，是土壤微生物大量聚集繁殖的地方。没有根圈有机物质的释放，许多微生物不可能在土壤生态系统生存。植物根系统是“最重要的土壤住户”，因为它提供了驱动整个土壤生态系统的能量。植物分泌物刺激了微生物的生长，反过来，微生物的生长也加速了植物的生长。44四、植物根圈化学因素对微生物群落的影响根具有对微生物群落的供应结构，它通过向根圈输入光合产物提供微生物群落的生长。枯死的细胞和植物渗出液使根圈微生物栖息地变成了一块十分富饶土壤。从根的溢出物，植物衍生物释放到根圈中的物质可以是无机的或有机的。可以作为活性溢出物出现，如正向渗漏，黏液的产生，也可以是枯死的根细胞。45五、植物根圈的物理因素根

28、圈的物理环境同样重要，它们影响污染物的生物降解，对污染物的生物可利用性程度有影响，根和根圈的物理形态学是在设计就地生物修复系统时重点考虑的问题之一。研究表明，较高的根：枝比与根中碳的释放和根与土壤微生物的联系有关，被根所触及到的土壤体积会因根的深度和分枝的伸展模式而不同。这些因素通常受环境因素制约。但同时也受植物种类的限制。生物修复需要理想的根系统，所以，浅根、低扩散的根，即使能支持一个具有高降解能力的微生物群，但是对亚表层土壤污染物的生物降解显然满足不了需要。46六、生物可利用性污染物对植物和微生物群落的生物可利用性能改变根圈的生物降解作用。七、植物微生物污染物在根圈的相互作用很多研究证明有

29、害物质在多种植物根圈被微生物降解，这些个别事例可以证明，植物对土壤中存在的化学品所造成的压力具有反应能力。植物对自身利益的保护可归属与根圈微生物群落的脱毒能力。47八、植物对PAHs脱毒的可能机理PAH在植物体内的降解，植物可以利用多种反应降解结构复杂的芳环有机污染物为结构更简单的衍生物。九、植物对PAHs污染土壤生物修复的短期效应由于植物作用，减少了污染物对人体健康和环境的直接暴露，植物覆盖在土壤的表面阻止了污染物向大气的直接释放，人的直接呼吸吸入和皮肤接触。由于植物对水土保持的作用，它也减少了污染物的表面径流和地下渗漏，因此说植物修复污染土壤具有很好的短期效应。48十、植物对PAHs污染土壤植物修复的方法论植物生物修复研究应首先在实验室内进行，若野外规模的研究应包括以下若干方面考虑：选择有代表性的实验点通过研究评价PAHs降解动力学来评价处理功能