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Vol.16 No.12005 年 2月JOURNAL OF ZHONGYUAN INSTITUTE OF TECHNOLOGYFeb.,2005 文章编号:1671-6906(2005)01-0001-05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 030024)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
2、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:X172文献标识码:A 土壤作为环境的组成部
3、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,具有积累效应等特征受到广泛关注,研究重金属污染下的土壤微生物的生态效应,包括对土壤微生物及生物活性的影响,进而影响土壤中氮、碳、磷循环,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
4、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样性,土壤重金属污染会对土壤微生物生理类群产生很大的影响.微生物群落结构多样性的研究,较常用的是平板计数法和稀释频度法(MPN),也可采用碳素利用法(BIOLOG 测试系统)、脂肪酸甲基脂(PLFA)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,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
5、 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.Brookes 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
6、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,通过添加重金属的土壤盆栽大豆和水稻试验研究,表明添加 1 mg/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;(
7、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6 8.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,它能敏感地反应土壤质量的健康状况9.研究表明,大多数情况下,低浓度重金属污染土壤有利于CO2的释放,但高浓度重金属污染能显著抑制土壤的呼吸作用,其CO2释放量的减少是微生物向真菌迁移的结果10.Br
8、ookes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 浓度的增加而呈现显著的上升趋势.Killham 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 CO2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
9、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11 12.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
10、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.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(Cd2 mg/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土壤中一些酶由微生物分泌,并且和微生物一起参与土壤中物质和能量的循环.土壤酶类对重金属的抑制或激活作用比较敏感,且其活性变化直接反映土壤肥力
11、变化,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14 19.一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
12、、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.Kumar 等将质量分数为 50 或 25 mg/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、Co、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.Kandeler 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
13、壤氮、磷、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、3 mg/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.Kandeler 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17 19.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
14、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,随着土壤微生物污染生态研究的不断深入以及研究方法的改进,采用微生物学指标评价重金属污染越来越受到人们的关注.这些指标大致可分为两类:一是微生物的生物量,二是微生物的活性,近年来的研究发现了几个较为明显的指标.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
15、浓度在 3 10 mg/kg、铜浓度达 1 6.25mg/kg、铅浓度为 30 mg/kg、汞为 0.3 0.7 mg/kg、砷浓度为 2.5 10 mg/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 分别为 12、82、199、207 mg/kg)比污染轻的土壤(C
16、d、Cu、Ni、Pb 分别为 2、11、48、13 mg/kg)中耐性细菌的数量多 15 倍.Doleman 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.Kubat 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/Corg)Cmic/Corg 是反映土壤生态系统中碳平衡的指标.当外界环境发生变化时,Cmic/Corg 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
17、的研究认为,含重金属污染处理的土壤其Cmic/Corg 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,微生物维持生存可能需要更多的能量.Killhamdeng 采用 14C 标记的葡萄糖为基质进行的研究表明代谢商的变化是土壤呼吸作用或脱氢酶的两
18、倍.Brookes(1994)等研究认为重金属污染土壤的代谢商是未污染土壤的 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
19、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
20、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 ElsasTrevors J T,Wllington EM H.Modern soil microbiologyM.New
21、York:Marcel Dekker,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 identification of microorganisms by fluorescence in situ hybridization J.Curr.Opin.Biotech,2001,(12):231-236.4 Brookes P C,MoGrath S P.Phylogenetic analysis and in situ identif
22、ication of bacteria in activated sludgeJ.Journal of soil science,1984,35:36-41.5 杨 晔,陈英旭,孙振世.重金属胁迫下根际效应的研究进展 J.农业环境保护,2001,20(1):55-58.6 顾宗濂,谢思琴,吴留松.土壤中镉、砷、铅的微生物效应及其临界值 J.土壤学报,1987,24(4):327-334.7 龚 平,李培军,孙铁珩.Cd、Zn、菲和多效唑复合污染土壤的微生物生态毒理效应J.中国环境科学,1997,17(1):139-146.8 腾 应,黄昌勇.重金属污染土壤的微生物生态效应及修复研究进展 J.土
23、壤与环境,2002,11(1):85-89.9 Lee DH,Zo Y G,Kim S J.Nonradioactive methods to study genetic profilesof natural bacterial communities by PCR-single-strand conforma-tion polymorphism J.Appl.Environ.Microbiol,1996,62:3112-3120.10 Pankhurst C E,Doube B M,Gupta V V S R.Biological Indicators of Soil healthM.Wal
24、lingford:CAB International,1997.121-156.11 Speir T W,Kettles H A,PercivalH J.Is soil acidification the cause of biochemical response when soils are amendedwith heavy metal saltsJ.Soil Biology&Biochemistry,1999,31:1953-1961 12 Kandeler E,Luftenegger G,Schwarz S.Influence of heavy metals onthe functio
25、nal diversity of soil microbial communitiesJ.Biology andFertility of Soils,1997,23:299-306.13 Kandeler E,Luxhoi J,Tscherko D,Magid J.Xylanase,invertase and protease at the soi-l litter interface of a loamy sand J.Soil Biology&Biochemistry,1999,31:1171-1179.14 王淑芳.重金属污染黑土中固氮菌及硝化细菌作用强度的测定J.应用生态学报,1991
26、,2(2):174-177.15 许光辉,郑洪元.土壤微生物分析方法手册M.北京:农业出版社,1986.16 严昶升.土壤肥力研究方法M.北京:农业出版社,1988.17 史长青.重金属污染对水稻土酶活性的影响 J.土壤通报,1995,26(1):34-35.18 Speir T W,KettlesH A,PercivalH J,et al.Issoil acidification the cause of biochemicalresponse when soils are amendedwith heavy metalsalts J.Soil Biology&Biochemistry,19
27、99,31:1953-1961.19 Speir T W,Ross D J.Assessment of the feasibility of using CCAtreated and boric acidtreated sawdust as soil amendment.Soil biochemicaland biological propertiesJ.Plant Soil,1992,142:249-258.20 Speir T W,Ross D J.A simple kinetic approach to derive the ecological dosevalue,ED50,for t
28、he assessment of Cr toxicity to soil biologicalpropertiesJ.Soil.Biol.Biochem,1995,27:801-810.21 蒋先军,骆永明,赵其国.重金属污染土壤的微生物学评价J.土壤,2000,(3):130-134.22 陶水龙,林启美.土壤微生物量研究方法进展J.土壤肥料,1998,(5):15-18.(下转第 8 页)#4#中原工学院学报 2005 年 第 16卷(5)统计打印功能,可根据用户需求准确、快速地得到科研业务相关的各种统计报表和数据.具有完善的查询、统计、打印功能;(6)提供灵活的系统参数(如量化参数)修改
29、接口,系统具有较好的通用性和可维护性.4 结 语高校科研信息管理系统充分利用校园网的优势,力求促进高校科研管理水平的提高,从而为学院的科研管理迈上新台阶,实现科研管理的科学化,信息化,网络化奠定了基础.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.SQL Server 2000 中文版彻底研究M.北京:中国铁道出版社,2001.3 朱爱民.PowerBuilder8.0 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.PowerScript 语言
30、事件与函数大全M.北京:电子工业出版社,2002.5 王梅君.PowerBuilder7.0 对象与控件技术详解M.北京:电子工业出版社,2002.6 柯建勋.PowerBuilder8.0 进阶篇M.北京:清华大学出版社,2003.Design and Development of Science Research InformationManagement System on the UniversityLI Zh-i qiang(Zhongyuan Institute of Technology,Zhengzhou 450007,China)Abstract:In this paper,
31、based on the characteristics and requirements of university science research information man-agement,management information system for university is designed and realized.the design idea,realization project,the con-tent and performance of system are introduced,It expounds the design and the realizat
32、ion of the system database andthe systemmodule.The practice result is very well.Key words:science research information management;MIS;database;PowerBuilder;SQL Server(上接第 4页)Effects of Heavy Metal on Microbial in SoilDUAN Xue-jun1,SHENG Qing-tao2(1.Zhongyuan Institute of Technology,Zhengzhou 450007;
33、2.Taiyuan University of Technology,Taiyuan 030024,China)Abstract:In this paper,the progress in the research of ecological effect of heavy metals cadmium on soil microbes isreviewed,including the analyses of the influence of heavy metal on soil microbial populations,activities,communities and soilenzyme activities,and the research advance of microbial indexes to indicate the contamination degree of
