土壤污染與微生物生態(tài)學

土壤污染與微生物生態(tài)學第一頁，共五十五頁，2022年，8月28日土壤微生物土壤微生物與環(huán)境土壤重金屬污染與微生物土壤有機污染與微生物土壤中有機污染物-重金屬復

合污染第二頁，共五十五頁，2022年，8月28日土壤微生物土壤微生物是由多個種群組成的微生物群落，不同種群之間存在著復雜的關系，在物質循環(huán)和能量轉化過程中發(fā)揮著重要作用。微生物與生物環(huán)境間的相互關系也表現(xiàn)出多樣性，主要有互生(和平共處，平等互利或一方受益，如自生固氮菌與纖維分解細菌)、共生(相依為命，結成整體，如真菌與藍細菌共生形成地衣)、寄生(敵對，如各種植物病原菌與宿主植物)、拮抗(相克、敵對，如抗生素產生菌與敏感微生物)和捕食(如原生動物吞食細菌和藻類)等關系。原核微生物古細菌細菌放線菌藍細菌粘細菌真核微生物真菌藻類地衣非細胞型生物（分子生物）病毒土壤微生物第三頁，共五十五頁，2022年，8月28日土壤微生物與環(huán)境土壤是微生物生長、繁殖的環(huán)境，土壤微生物的活動保證了土壤肥力，從而為農作物的生長提供了各種營養(yǎng)元素；土壤微生物是土壤生態(tài)系統(tǒng)的主要分解者，微生物在自身生理代謝的過程中對環(huán)境中有毒物質的分解能起到積極的作用。微生物的生理代謝類型之多，是動植物所不及的。微生物有著許多獨特的代謝方式，如自養(yǎng)細菌的、不釋放氧的光合作用、生物固氮作用、對復雜有機物的生物轉化能力化能合成作用、厭氧生活、分解氰、有機農藥、多氯聯(lián)苯等有毒物質的能力，抵抗熱、冷、酸、堿、高滲、高壓、高輻射劑量等極端環(huán)境的能力，以及病毒以非細胞形態(tài)生存的能力等

(Carsten.,etal.,2001)第四頁，共五十五頁，2022年，8月28日微生物在利用有機物代謝的過程中能減少污染物的毒性，但是，高濃度的環(huán)境污染物卻能使微生物的生長發(fā)育受到抑制(胡榮桂，1993)因此研究污染物對土壤微生物系統(tǒng)的影響是研究土壤生態(tài)系統(tǒng)的一個重要環(huán)節(jié)。微生物在土壤功能及土壤主要生態(tài)過程中直接或間接地起重要作用，包括對動植物殘體的分解、養(yǎng)分的儲存轉化及異源生物的降解等(Dick，1997)。土壤微生物幾乎參與土壤中的一切生物化學反應，能夠靈敏地反映土壤污染狀況及土壤質量健康變化(Brookes，1995；Stenberg，1999)，因此可以用微生物學指標作為對土壤生態(tài)功能、土壤污染及環(huán)境質量評價的生物標志物。土壤微生物是土壤有機無機復合體的重要組成部分，土壤生理、生化反應的參與者和推動者(薛立等，2005）第五頁，共五十五頁，2022年，8月28日土壤微生物本身含有一定數(shù)量的N、P、K等營養(yǎng)元素，可看作土壤有效養(yǎng)分的一個活性庫，是植物生長可利用養(yǎng)分的重要來源。在農田系統(tǒng)中，土壤有機質發(fā)生變化之前，微生物群落對土壤環(huán)境變化已經產生可靠、直接的響應（張超蘭等，2004）因此，土壤微生物被認為是表征土壤質量變化最敏感最有潛力的指標（孫波等，1997）土壤微生物指標通常包括微生物組成和多樣性、微生物生物量、微生物活性等。土壤微生物參數(shù)可能是最早用于反映土壤質量的指標，而且是目前應用最多的生物學指標。（Zelles，1999）各種環(huán)境污染物正是從這幾個方面對微生物產生影響。微生物對環(huán)境的指示作用土壤污染物對微生物的影響第六頁，共五十五頁，2022年，8月28日1、土壤微生物生物量微生物生物量是指土壤有機質中的有生命成分，但不包括大型動物和植物根系。土壤微生物生物量代表著參與調控土壤中能量和養(yǎng)分循環(huán)以及有機質轉化所對應生物量的數(shù)量，而且土壤微生物碳或氮轉化速率較快，可以很好地表征土壤總碳或總氮的動態(tài)變化，是比較敏感的評價重金屬污染程度的生物學指標。（蔣先軍等，2000）廣義的土壤微生物量包括微生物C(MBC)、微生物N(MBN)、微生物P(MBP)和微生物S(MBS)

（何振立，1997）MBC是土壤有機C的靈敏指標因子，反映微生物群落的相對大小，能快速地響應不同土地管理措施的變化。MBC與土壤總有機C相比，活性強，反應迅速，對土壤變化的敏感性強，能有效地指示土壤養(yǎng)分的變化。秸稈和富含有機物質的廄肥對土壤MBN的影響遠大于化學肥料，且土壤MBN含量隨秸稈施用量增加而增加。土壤MBP的周轉速率快，且能釋放為活性態(tài)P而被視為植物有效P供應的重要來源。其含量變異也很大，與MBC、MBN之間有很好的相關性，并與土壤全P、有機P及有效P含量呈明顯正相關性第七頁，共五十五頁，2022年，8月28日直接鏡檢法、ATP分析法、熏蒸培養(yǎng)法、熏蒸提取法、底物誘導呼吸法。但這些方法只能用來反映總土壤微生物生物量，不能反映屬或種群水平的微生物生物量（王曙光，侯彥林.2004）磷脂脂肪酸(PLFA)是活體微生物細胞膜的重要組分，不同類群的微生物能通過不同的生化途徑合成不同的PLFA，PLFA分析用于表征土壤中數(shù)量上占優(yōu)勢的微生物，其相對量可顯示所指示微生物的相對含量，而其總量可被用作指示土壤微生物的生物量（Zelles，1999）。土壤微生物量測定方法第八頁，共五十五頁，2022年，8月28日土壤微生物群落的組成與活性在很大程度上決定了生物地球化學循環(huán)、土壤有機質的周轉及土壤肥力和質量，能早在土壤有機質變化被測定之前對土壤的變化提供可靠的直接證據。土壤微生物3大類群的數(shù)量與其發(fā)揮的生態(tài)功能密切相關，其數(shù)量的減少反映出土壤質量的下降（龍健等，2005）。所有的微生物種群數(shù)量一般隨著土壤深度的增加而降低，其中真菌數(shù)量的降低幅度較細菌高（楊瑞吉等，2004）土壤酸堿度對微生物數(shù)量影響顯著，真菌數(shù)量在酸性土壤中多，細菌和放線菌數(shù)量在中性或堿性土壤中較多。（張薇等，2005）微生物多樣性是指生命體在遺傳、種類和生態(tài)系統(tǒng)層次上的變化。它代表著微生物群落的穩(wěn)定性，也反映土壤生態(tài)機制和土壤脅迫對群落的影響，是反映系統(tǒng)受干擾后細小變化的重點監(jiān)測因子，是監(jiān)測土壤變化和對脅迫的反應等的重要指標。同時，土壤微生物的多樣性也可反映重建區(qū)域的生態(tài)擾動的類型和程度。2、土壤微生物群落和多樣性第九頁，共五十五頁，2022年，8月28日土壤微生物多樣性包括物種多樣性、遺傳(基因)多樣性、生態(tài)多樣性以及功能多樣性，且研究方法正在向分子尺度發(fā)展，是當今國際上共同關注的問題。它可以作為生物指標反映土壤中生物類群的多變性和土壤的生物活性，是健康土壤的重要指標，對微生物多樣性的評價能進一步揭示土壤質量在微生物數(shù)量和功能上的差異。土壤微生物多樣性的研究方法傳統(tǒng)研究方法----平板純培養(yǎng)利用一定的培養(yǎng)基和方法選擇所需要的生物，富集培養(yǎng)的策略是復制與小生境盡可能一樣的資源和條件，然后探測這個小生境里可能棲居的微生物類群Biolog微平板分析方法Biolog微平板法是測定土壤微生物對95種不同C源的利用能力及其代謝差異，進而用以表征土壤微生物代謝功能多樣性或結構多樣性的一種方法。第十頁，共五十五頁，2022年，8月28日脂肪酸分析方法較早的研究發(fā)現(xiàn)，磷脂類化合物只存在于生物的細胞膜中，不同微生物體內往往具有不同的磷脂脂肪酸組成和含量水平，而且，一旦生物細胞死亡，其中的磷脂化合物就會馬上消失，因此，磷脂脂肪酸分析十分適合于土壤微生物群落的動態(tài)監(jiān)測。分子生物學方法以核酸分析技術為主的分子生物學技術(如PCR.RFLP.RAPD.PCR-DGGE/TGGE.AFLP,SSR等)的廣泛應用，為從分子水平揭示生物多樣性提供了新的方法論，開拓了分子生物學與生態(tài)學的交叉領域，分子生物學技術也逐漸被應用到土壤微生物多樣性的研究中來第十一頁，共五十五頁，2022年，8月28日其他方法：如用于微生物生物量測定的氯仿熏蒸方法(Fumigation-incubation)、底物誘導呼吸法(Substrate-inducedrespiration)和光合微生物色素法等等；用于測定土壤C礦化速率和微生物呼吸強度等方法；用于測定土壤酶活性分析方法；用于土壤微生物形態(tài)鑒定的方法；用于測定微生物能量代謝的分析方法；用于測定微生物對土壤養(yǎng)分利用與轉化功能的同位素示蹤法;以及以熒光為基礎的顯微技術，包括熒光標記蛋白、熒光染色和熒光原位雜交等。分子生物技術在土壤微生物多樣性研究中的應用圖解第十二頁，共五十五頁，2022年，8月28日3、土壤微生物活性土壤微生物活性表示了土壤中整個微生物群落或其中的一些特殊種群的狀態(tài)。土壤微生物活性可以用多種方法來評價，但許多方法由于沒有考慮生物量大小與微生物種群活性間的相關關系，因而只能測定微生物的總體活性變化，不能測定微生物種群的差異。微生物熵是土壤有機質變化的一個指示指標，反映了微生物生物量與土壤有機質含量緊密的聯(lián)系。如果土壤正在退化，微生物C庫下降的速度將大于有機C的下降，微生物商隨之降低（Balota

etal.,2003)在標示土壤過程或土壤健康變化時，微生物商要比微生物C或全C單獨應用有效得多。因為商是一個比值，它能夠避免在使用絕對量或對不同有機質含量的土壤進行比較時出現(xiàn)的一些問題。微生物熵，是指微生物C與土壤有機全C的比值。第十三頁，共五十五頁，2022年，8月28日微生物呼吸強度可看作是衡量土壤微生物總的活性指標，它反映了整個微生物群落(包括休眠狀態(tài)和活性狀態(tài))的活性。休眠狀態(tài)的微生物在微生物量中占較高比重，而對呼吸起很大作用的活性微生物僅是比例很小的部分（InsamH，1990）微生物的代謝熵(qCO2)

(respirationquotient)，是基礎呼吸與微生物生物量C間的比率，即每單位生物量C的具體呼吸率，反映了單位生物量的微生物在單位時間里的呼吸作用強度，它可以同時表示微生物量的大小和活性，并將微生物生物量和微生物的活性以及功能聯(lián)系起來。它反映了微生物群落的維持能大小和對基質的利用效率等微生物群落生理上的特征，揭示了土壤的發(fā)生過程、生態(tài)演變以及對環(huán)境脅迫的反應。根據odum生態(tài)系統(tǒng)演替論，隨著時間或生態(tài)系統(tǒng)的演替，總的呼吸量與總生物量之比應逐漸降低。由此可知qCO2越低，明其存在的生境是越穩(wěn)定成熟。若土壤的qCO2明顯偏高，則表明它是一個被脅迫的不健康土壤，可作為陸地群落脅迫和微生物群落定量變化的一個指標。第十四頁，共五十五頁，2022年，8月28日一些學者針對土壤酶和微生物對外來化學物質的敏感性，提出通過研究農藥或重金屬對土壤酶和微生物的影響）（Harnner，2000）（Clay，2002）來評價土壤生態(tài)環(huán)境，或者將其作為一項生態(tài)毒理學指標，用以判斷外來化學物質對土壤的污染程度及可能對生態(tài)環(huán)境造成的影響（Pfaffenberger，1992）。土壤酶主要來源于土壤微生物的生命活動，它在一定程度上能夠反映出土壤微生物的活性(曹慧等，2003）土壤微生物酶的活性受多種因素影響，而活性的改變將影響土壤養(yǎng)分的釋放，從而影響作物的生長。土壤中的酶活性，反映了土壤中進行的各種生物化學過程的動態(tài)和強度，對土壤肥力的形成與提高，復雜有機物質的分解強度與簡單物質的再合成強度，土壤生態(tài)系統(tǒng)的物質循環(huán)都具有重要的意義。

(Germano，2002)第十五頁，共五十五頁，2022年，8月28日土壤重金屬污染是指人類活動將重金屬加入到土壤中，致使土壤中重金屬含量明顯高于原有含量并造成生態(tài)環(huán)境質量惡化的現(xiàn)象。土壤重金屬污染與微生物土壤重金屬污染對微生物的影響土壤重金屬污染的微生物修復許多金屬離子作為微量元素是生物代謝所必需的，然而當它們超過一定濃度時，便會對土壤微生物菌群產生毒害。第十六頁，共五十五頁，2022年，8月28日重金屬在土壤中的相對穩(wěn)定，難降解，毒性強，有積累效應等特性，它不僅嚴重危害植物生長，影響人畜健康，而且對土壤性質，尤其是土壤微生物產生明顯不良影響。土壤重金屬污染影響到土壤微生物的區(qū)系，改變微生物群落，降低生物量，影響其生物活性等方面。由于其在土壤中的難降解性，使微生物生物量大大降低，破壞了微生物群落結構的穩(wěn)定性，并降低了其生物活性，嚴重時甚至抑制微生物的生長和代謝，這也影響到土壤的質量和植物的生長，以致影響到人類的健康。第十七頁，共五十五頁，2022年，8月28日微生物活動是土壤基礎呼吸的主要來源，是土壤中數(shù)量最多的生物類群，也是土壤的形成推動者，它在一定程度上決定著土壤的基本性質，對土壤的肥力、營養(yǎng)元素的遷移、轉化有重要作用，而且對污染物的分解、凈化也起一定作用。同時它的變化能及早地預測土壤養(yǎng)分及環(huán)境質量的變化，也反映土壤的污染狀況，它對重金屬脅迫的生物反應遠比動植物都敏感。微生物是表征土壤質量的敏感性指標之一。面對土壤重金屬污染的加劇，迫切需要監(jiān)測和防治重金屬污染的有效措施。近幾年興起的微生物修復，引起人們越來越多的關注。微生物修復是通過微生物本身及其代謝產物的理化作用，對重金屬降解、轉化、吸收、改變或降低毒性。因此研究重金屬污染下的微生物狀況、機理等不僅對污染防治有重要意義，而且對破壞土壤的修復也具有實際意義。第十八頁，共五十五頁，2022年，8月28日1、重金屬對土壤微生物的生態(tài)毒性土壤重金屬濃度增加時就會影響甚至抑制微生物的生長及代謝活動。汞會抑制蛋白質和核酸的合成，導致基因學形態(tài)和濃度及與其它污染物的復合效應等，均能影響重金屬在土壤溶液中的溶解度，從而改變其生物有效性。（龔平等，1997），研究表明，低濃度的重金屬有利于土壤微生物的生長發(fā)育，高濃度的重金屬則明顯抑制了土壤微生物的生長發(fā)育（趙春燕等，2001）土壤重金屬污染對微生物的影響第十九頁，共五十五頁，2022年，8月28日某些非生物學功能的重金屬，如Cd等在其濃度很低時即有高毒性（周啟星等，2001）。Cd對細胞具有致突變效應，導致DNA鏈斷裂，Cd可與含羧基、氨基，特別是含巰基的蛋白質分子結合，而使許多酶的活性受到抑制和破壞，使腎、肝等組織中的酶系功能受到損害。Pb可與體內一系列蛋白質、酶和氨基酸內的功能團相結合，從多方面干擾機體的生化和生理功能，可造成細胞膜的損傷，破壞營養(yǎng)物質的運輸（雷鳴等，2007）。Cu進人細胞后與酶或蛋白質的-SH基結合，使之失活或變性。當Cu的濃度為1和10nmol/L時，可分別使細菌的葡萄糖礦質化活性下降15%和86%。Cu和咪唑及其混合物對微生物的毒性隨pH值的變化而變化，在酸性條件下毒性明顯，中性條件下毒性低第二十頁，共五十五頁，2022年，8月28日2、重金屬對土壤微生物生物量的影響大量的研究表明，由于土壤重金屬污染造成微生物生物量發(fā)生變化。Khan等（1998）研究指出，Pb污染礦區(qū)土壤的微生物生物量受到嚴重影響，靠近礦區(qū)附近土壤的微生物生物量明顯低于遠離礦區(qū)土壤的微生物生物量。Fliepbach等（1994）研究結果表明，低濃度的重金屬能刺激微生物生長，可增加微生物生物量碳，而高濃度重金屬污染則導致土壤微生物生物量碳的明顯下降。Khan等采用室內培養(yǎng)實驗，研究了Cd、Pb和Zn對紅壤微生物生物量的影響，當其濃度分別為30、450、150ug/g時導致微生物生物量的顯著下降。土壤環(huán)境因素也影響重金屬污染對土壤微生物生物量的大小。研究表明，在土壤中加入微量的鎘，能使土壤含細菌數(shù)目由4800×104減少為2000個/g。（Mcgrath，1995）。第二十一頁，共五十五頁，2022年，8月28日Haanstra和Doelman（1984）研究表明：對As、Cd、Cr、Cu、Pb、Ni、Zn復合污染的土壤，金屬總量達658.7mg/kg時土壤微生物生物量僅為對照（121.0mg/kg）的32％，而當重金屬總量為3446.6mg/kg時，土壤微生物量只有對照的22%。土壤微生物區(qū)系結構的研究表明，同樣在As、Cd、Cr、Cu、Pb、Ni、Zn復合污染的土壤中，重金屬總量達到658.7mg/kg時，細菌和真菌生物量分別較對照（121.0mg/kg）下降29％和45％，當重金屬總量達到3446.6mg/kg時，分別下降81％和85%

（Kuperman，Carreiro，1997）第二十二頁，共五十五頁，2022年，8月28日3、金屬對微生物種群結構的影響碳素利用法（Biolog）是近年來發(fā)展起來的根據微生物利用碳源引起的指示劑的變化，檢測不同的微生物群落結構的先進方法（鐘鳴，周起星，2002）。它對細菌群落測定的重現(xiàn)性較好，能區(qū)分不同土壤類型的微生物群落結構，及同一類型土壤下種植不同植物產生的群落結構差別。各類菌對重金屬的敏感程度不同，對污染的耐性也不同。研究表明，一般表現(xiàn)為真菌>細菌>放線菌，這便會引起微生物種群結構的變化（Komarova，2002）土壤微生物種群結構是表征土壤生態(tài)系統(tǒng)群落結構和穩(wěn)定性的重要參數(shù)。由于土壤微生物通常都和土壤粘土礦物質和有機質結合在一起，生理和形態(tài)差異很大，目前對微生物種群進行定量分析還存在很大困難第二十三頁，共五十五頁，2022年，8月28日騰應等（2003）.采用Biolog法分析礦區(qū)侵蝕土壤微生物的群落多樣性，發(fā)現(xiàn)微生物群落結構在污染與對照土壤中有很大不同：在污染最嚴重的土樣中，Biolog板的顏色變化最慢，總體的平均吸光值也最低。隨重金屬含量的降低，這些指數(shù)都呈上升趨勢；同時礦區(qū)侵蝕土壤微生物群落的功能多樣性（Shannon）指數(shù)明顯低于對照土壤，最低的為0.997，指數(shù)的平均值是對照土壤的57.34%。一般認為重金屬污染會減少微生物對單一碳底物的利用能力，減少群落的多樣性。有研究表明，在土壤微生物發(fā)生明顯變化以前，整個微生物區(qū)系已經發(fā)生質的變化，不適應的微生物數(shù)量下降，適應生長的微生物數(shù)量增大并積累（騰應，黃昌勇，2002）。理論上會有2種或2種以上更具耐性的物種來填補，從而豐富了微生物系統(tǒng)，抗性微生物通常由于生理適應或基因改變而取代敏感種。有人認為在重金屬的脅迫下，細胞代謝及微生物功能的改變，引起微生物的生存力和競爭力發(fā)生變化而導致種群大小的改變。重金屬脅迫對微生物種群結構產生一定影響。但從微生物進化的角度來看，適當濃度的重金屬，對物種的多樣性，以及提高微生物的抗性機制，有一定的積極作用。第二十四頁，共五十五頁，2022年，8月28日4、重金屬對微生物的生物化學過程的影響土壤微生物代謝熵（qco2）作為土壤微生物活性指標之一，它反映了單位生物量的微生物在單位時間里的呼吸作用強度（張玲，葉正錢，2006）。在大多數(shù)情況下，低濃度重金屬對呼吸作用沒有影響，而高濃度重金屬對呼吸作用有抑制作用。（qco2）通常隨著重金屬污染程度明顯升高。.4.1重金屬污染對土壤微生物活性的影響當土壤受外來重金屬污染物污染時，微生物為了維持生存可能需要更多的能量，而使土壤微生物的代謝活性發(fā)生不同程度的反應(騰應，黃昌勇.2002)。第二十五頁，共五十五頁，2022年，8月28日研究認為（Chander，1992）:含高濃度重金屬的土壤中微生物利用有機碳更多地作為能量代謝，以CO2的形式釋放，而低濃度重金屬的土壤中微生物能更有效地利用有機碳轉化為生物量碳，土壤中的重金屬含量的高低影響了微生物的呼吸及代謝，進而影響了土壤的呼吸作用Mcgrath（1995）研究發(fā)現(xiàn)：金屬污染土壤的代謝熵是未污染的2倍。Brookcses（1984）用14C標記的葡萄糖和玉米為基質，研究土壤微生物對不同濃度的重金屬的反應，發(fā)現(xiàn)高度污染土壤的微生物比處于低污染的微生物更多的利用有機碳為能量，轉化為CO2，而低濃度污染的土壤微生物則更有效的利用有機碳轉化為生物量碳。第二十六頁，共五十五頁，2022年，8月28日研究表明，土壤中有機Ｎ素的礦化作用、氮素硝化作用、反硝化作用以及微生物固氮作用等生物化學過程均受重金屬污染的影響。土壤中有機氮素的礦化作用與其污染水平呈負相關。Wilke研究了幾種重金屬和非重金屬污染物（如As，Cd，Cr，Pb，Hg，Se，Sn和Ni）對N素轉化的長期影響，發(fā)現(xiàn)除Se和Sn外，其它污染物均抑制有機N的礦化作用（WILKE，1989）。4.2重金屬污染對土壤氮素的微生物轉化的影響在重金屬脅迫條件下，人們通過室內培養(yǎng)研究方法對土壤中氮素的各種轉化過程進行比較研究，結果表明：土壤中硝化作用比有機Ｎ的礦化作用對重金屬毒性更敏感。但野外田間試驗研究結果與此相反，如Wilke發(fā)現(xiàn)，硝化作用不如有機氮的礦化作用敏感，對反硝化作用來說，在Cd，Cu，Zn，Pb中，Cd對反硝化作用抑制最強，Pb幾乎無影響（WILKE，1989）

。第二十七頁，共五十五頁，2022年，8月28日

土壤酶活性是探討重金屬污染生態(tài)效應的有效途徑之一，在眾多的土壤酶當中，磷酸酶、脲酶、蛋白酶和脫氫酶對重金屬污染最敏感。通過含有不同濃度的銅、鉛、砷、鎘4種重金屬的大豆、小麥盆栽試驗可以發(fā)現(xiàn)，低濃度的重金屬能夠提高固氮酶和反硝化酶的活性,而高濃度的重金屬對上述二種酶有強烈的抑制作用

。（趙春燕等，2001）4.3重金屬污染對土壤微生物酶活性的影響龍健等(2004)在浙江哩鋪銅礦區(qū)重金屬污染土壤的酶活性研究表明，礦區(qū)廢棄地的土壤脲酶、脫氫酶、磷酸酶、過氧化氫酶、多酚氧化酶、蛋白酶等酶的活性均有不同程度的減弱，其中對脈酶的抑制作用最明顯，比非礦區(qū)土壤脲酶降低倍。第二十八頁，共五十五頁，2022年，8月28日Mikanova(2006)發(fā)現(xiàn)，高濃度的重金屬鉻、鉛、鋅明顯抑制脫氫酶和脈酶的活性。土壤中鎘污染含量與轉化酶和磷酸酶活性呈極顯著的負相關；錫、鋅、鉛復合污染土壤對過氧化氫酶、脲酶、磷酸酶、轉化酶的活性有抑制作用(李博文等，2006)。對鉛鋅銀尾礦污染區(qū)土壤酶活性進行測定結果表明，土壤酶活性隨著重金屬污染程度的加劇而顯著降低，其中脫氫酶、脲酶活性下降幅度最大(滕應等，2002)Ridvan等(2004)發(fā)現(xiàn)，土耳其北部受工業(yè)影響，重金屬鉻、鈷、鎬、銅、鉛、鎳污染的耕地，除脲酶外、脫氫酶、過氧化氫酶活性都與重金屬濃度呈負相關第二十九頁，共五十五頁，2022年，8月28日土壤重金屬污染的微生物修復重金屬污染土壤的微生物修復是利用微生物的生物活性對重金屬的親合吸附或轉化為低毒產物，從而降低重金屬的污染程度。在長期受某種重金屬污染的土壤中，生存有很大數(shù)量的、能適應重金屬污染環(huán)境并能氧化或還原重金屬的微生物類群。重金屬微生物修復的機理包括細胞代謝（專一性的代謝途徑可使金屬生物沉淀或通過生物轉化使其低毒或易于回收）、表面生物大分子吸收轉運、生物吸附（利用活細胞、無生命的生物量、金屬結合蛋白和多肽或生物多聚體作為生物吸附劑）、空泡吞飲、沉淀和氧化還原反應等。第三十頁，共五十五頁，2022年，8月28日微生物對土壤中重金屬活性的影響主要體現(xiàn)在以下四個方面：1、生物吸附和富集作用2、溶解和沉淀作用3、氧化還原作用4、菌根真菌與土壤重金屬的生物有效性關系土壤微生物是土壤中的活性膠體，它們比表面大、帶電荷、代謝活動旺盛。受到重金屬污染的土壤，往往富集多種耐重金屬的真菌和細菌，微生物可通過多種作用方式影響土壤重金屬的毒性。第三十一頁，共五十五頁，2022年，8月28日微生物可通過帶電荷的細胞表面吸附重金屬離子，或通過攝取必要的營養(yǎng)元素主動吸收重金屬離子，將重金屬離子富集在細胞表面或內部。1、微生物對重金屬離子的生物吸附和富集菌絲體對重金屬的吸附能力跟菌絲體和重金屬離子的種類有關。不同類型的真菌，對重金屬的吸附表現(xiàn)出一定的差異。pH值也影響真菌菌絲體對重金屬的吸附，但不同的菌絲體，其對重金屬的吸附受pH值的影響不同。第三十二頁，共五十五頁，2022年，8月28日Walker等（1989）報道：在含有5.0mmol/L的Cu2+、Hg2+、Zn2+、Cr2+等的硝酸鹽溶液中，各種粘土礦物和細菌細胞組成吸附上述重金屬離子的能力依次為：細胞壁>細胞外膜>蒙脫石>高嶺石。粘土礦物和細菌細胞的復合體吸附這些重金屬離子的能力依下列順序降低：細胞壁-蒙脫石>細胞壁-高嶺石>細胞外膜-蒙脫石>細胞外膜-高嶺石。這說明微生物細胞及其組分對重金屬離子的吸附能力較無機組分的強，而且，重金屬離子通常通過橋接2個陰離子固定在細胞壁或細胞多糖的交聯(lián)網狀結構上，結合緊密。微生物能與土壤中的其他組分競爭吸附重金屬離子第三十三頁，共五十五頁，2022年，8月28日微生物對重金屬的溶解主要是通過各種代謝活動直接或間接地進行的。土壤微生物的代謝作用能產生多種低分子量的有機酸，如甲酸、乙酸、丙酸和丁酸等。真菌產生的有機酸大多為不揮發(fā)性酸，如檸檬酸、蘋果酸、延胡索酸、琥珀酸和乳酸等。2、微生物對重金屬的溶解Siegel等（1986）報道，真菌可以通過分泌氨基酸、有機酸以及其他代謝產物溶解重金屬及含重金屬的礦物。第三十四頁，共五十五頁，2022年，8月28日Chanmugathas和Bollag(1988)報道：在營養(yǎng)充分的條件下，微生物可以促進鎘的淋溶；（1991）比較了在不同碳源條件下微生物對重金屬的溶解，發(fā)現(xiàn)以土壤有機質或土壤有機質加麥稈作為微生物的碳源時，微生物并不促進鉛、鎘、鋅、銅等重金屬的溶解；如果在淋溶液中加入土壤有機質和麥稈的同時還加入容易被微生物利用的葡萄糖作為碳源，經過一段時間后，不滅菌處理的淋洗液中重金屬離子的濃度顯著高于滅菌處理。土壤微生物能夠利用有效的營養(yǎng)和能源，在土壤濾瀝過程中通過分泌有機酸絡合并溶解土壤中的重金屬；微生物可促進土壤對重金屬的固定，同時又能通過其代謝活動及其產物促進重金屬的溶解。第三十五頁，共五十五頁，2022年，8月28日3、微生物對重金屬的氧化還原土壤中的一些重金屬元素可以多種價態(tài)存在，它們呈高價離子化合物存在時溶解度通常較小，不易遷移，而以低價離子形態(tài)存在時溶解度較大，易遷移。微生物的氧化作用能使這些重金屬元素的活性降低。微生物能氧化土壤中多種重金屬元素，如某些自養(yǎng)細菌如硫—鐵桿菌類能氧化As（Ⅲ）、Cu（Ⅰ）、Mo（IV）、Fe（Ⅱ）等。微生物還可以通過對陰離子的氧化，釋放與之結合的重金屬離子，如氧化鐵—硫桿菌能氧化硫鐵礦、硫鋅礦中的負二價硫，使元素Fe、Zn、Co、Au等以離子的形式釋放出來.第三十六頁，共五十五頁，2022年，8月28日4、菌根真菌對重金屬的生物有效性的影響菌根真菌與植物根系共生可促進植物對養(yǎng)分的吸收和植物生長。菌根真菌也能借助有機酸的分泌活化某些重金屬離子。菌根真菌還能以其它形式如離子交換、分泌有機配體、激素等間接作用影響植物對重金屬的吸收.Entry等（1999）報道，在被Cs-137和Sr-90污染的土壤中接種菌根菌Gmosseae可以促進3種草本植物（Paspalumnotatum、Sorghumhalpense和Panicumvirginatum）的生長，接種處理和不接種相比植株體內Cs-137和Sr-90含量顯著提高。因此，這種菌根真菌對于利用這些草本植物進行放射性核素污染土壤的生物修復有重要意義。Thompson（1996）的盆栽實驗表明，在長期拋荒的土壤中接種VA菌根，可以促進亞麻對磷、鋅的吸收。第三十七頁，共五十五頁，2022年，8月28日土壤有機污染由于人口和經濟的迅猛發(fā)展，有害廢水和固體廢物中的有害物質不斷向土壤中滲透，大氣中的有害氣體及飄塵也不斷隨雨水降落到土壤中，導致了土壤污染。廣義的土壤有機污染物包括以碳水化合物、蛋白質、脂肪、氨基酸等形式存在的天然有機物質和所有人工合成的有機物質。造成土壤污染的有機污染物主要包括有機農藥、酚類、氰化物、石油、合成洗滌劑等。土壤中大部分有機污染物可以被微生物降解、轉化，并降低其毒性或使其完全無害化。難以通過物理、化學和生物途徑降解的有機化合物稱為持久性有機污染物(Persistentorganicpollutants-POPs)，包括農藥，工業(yè)產品類及副產品等。第三十八頁，共五十五頁，2022年，8月28日當大量的農藥等有機污染物進入到土壤環(huán)境中，土壤微生物的數(shù)量、種群組成和活性都會受到影響，從而間接地影響到土壤中的各種生物化學轉化過程，最終影響土壤生態(tài)系統(tǒng)(周新文，1997)。微生物降解有機污染物主要依靠兩種作用方式:①通過微生物分泌的胞外酶降解；②污染物被微生物吸收至其細胞內后，由胞內酶降解。微生物從胞外環(huán)境中吸收攝取物質的方式主要有主動運輸、被動擴散、促進擴散、基團轉位及胞飲作用等。土壤有機污染物對微生物的影響微生物對土壤有機污染的修復第三十九頁，共五十五頁，2022年，8月28日1、土壤有機污染物對土壤微生物數(shù)量的影響有機氯農藥殺蟲劑類POPs對土壤微生物數(shù)量的研究表明（張紅、呂永龍，2005）：當土壤中加入HCH后，土壤中微生物數(shù)量的變化規(guī)律是:細菌受HCH的影響要大于真菌和放線菌。開始剛加入HCH后，土壤中的細菌、真菌和放線菌都受刺激而大量生長繁殖，并在第3天菌落數(shù)量達到峰值。之后，其數(shù)量有所減少，并逐漸接近空白土壤中的菌落數(shù)量。HCH濃度越大，對微生物的影響就越劇烈越持久。當上壤中加入DDT后，土壤中微生物數(shù)量的變化規(guī)律是:真菌和放線菌受DDT的影響要大于細菌。在開始階段，細菌、真菌和放線菌數(shù)量都有顯著增多，然后菌落數(shù)量減少，但在隨后5-7天，細菌、真菌和放線菌的某些菌種又適應了DDT的刺激而大量繁殖，出現(xiàn)峰值。在此之后，菌落數(shù)量減少，最后趨于空白土壤的水平。第四十頁，共五十五頁，2022年，8月28日農藥對土壤微生物數(shù)量和比例的影響與農藥的種類、濃度和降解時間有關。在剛加入農藥時，DDT對微生物的刺激作用要大于HCH，隨著時間的推移，HCH對土壤微生物的影響迅速顯示出來。土壤中的微生物多處于共生狀態(tài)，因農藥的使用，使敏感菌被殺死，抗性菌得以繁殖，相比較而言，以真菌和放線菌對DDT的響應顯著，細菌對HCH的響應顯著。這與菌種本身的生理生化性質以及土壤的理化性質、土地利用類型、植被情況等一系列因素有關，HCH和DDT對微生物的刺激和抑制作用使得土壤微生物生態(tài)在一定的時間和范圍內受到了影響。第四十一頁，共五十五頁，2022年，8月28日土壤有機污染物對根際土壤微生物數(shù)量的影響植物根際環(huán)境是一個特殊的微生態(tài)環(huán)境，由于植物根系及其根系分泌物的存在，根際環(huán)境中pH，Eh養(yǎng)分狀況、微生物組成及酶活性等物理、化學及生物學特性的變化，將直接影響有機污染物在土壤-植物系統(tǒng)中的遷移與轉化行為。（Anderson，1993，1994）在試驗初期，各濃度處理下的細菌生長均受到抑制7d以后，細菌數(shù)量增加，并高于對照土壤，在整個試驗周期內，

無論是處理土壤還是對照土壤，根際土中的細菌數(shù)量均要高于非根際土；不同處理土壤中異丙甲草胺的半衰期有一定的差異，異丙甲草胺在芹菜根際土壤中的降解要快于非根際土壤，這是因為植物根系分泌物可以刺激微生物的生存與繁殖，從而可以促進土壤中農藥的降解。丙甲草胺對芹菜根際與非根際土壤微生物數(shù)量的影響試驗表明（陳波等，2006）：第四十二頁，共五十五頁，2022年，8月28日2、有機污染對土壤微生物群落功能多樣性的影響根據95種不同的單一碳底物上的BIOLOG微平板系統(tǒng)的反應所構造的多樣性指數(shù)研究有機污染對土壤微生物群落功能多樣性的影響（楊永華等，2002）：結果表明：農藥嚴重污染的土墩微生物群落的Shannon指數(shù)和均度、Simpson指數(shù)、Mclntosh指數(shù)和均度均顯著低于無污染的對照。說明農藥嚴重污染導致土壤微生物群落功能多樣性的下降,減少了能利用有關碳底物的徽生場的數(shù)量,降低微生物對單一碳底物的利用能力。第四十三頁，共五十五頁，2022年，8月28日利用BIOLOG微平板研究土壤微生物群落多樣性，研究有機氯農藥殺蟲劑類POPs對土壤微生物群落多樣性的而影響（張紅等，2005）：從多樣性指數(shù)的變化看，當加到土壤中的DDT，HCH含量稍低時，微生物會利用農藥為碳源進行分解作用，從而刺激了微生物的生長，這時表現(xiàn)出豐富度、均勻度和多樣性都呈增長趨勢。但當農藥的濃度進一步加大時，反而會抑制某些種的微生物的生長，另外一些種則對加入到土壤中的農藥有一定的耐受性，從而表現(xiàn)出群落的均勻性下降，而豐富度升高。第四十四頁，共五十五頁，2022年，8月28日土壤酶被稱為土壤新陳代謝過程中的催化劑，它可以加速士壤有機質的化學反應。土壤微生物酶的活性受多種因素影響，而活性的改變將影響土壤養(yǎng)分的釋放，從而影響作物的生長。各種濃度的除草劑對土壤過氧化氫酶活性的影響研究表明（楊煒春等，2004）：各種濃度的除草劑對離體過氧化氫酶活性的影響：相對于對照，施加各種濃度的除草劑1d后，離體過氧化氫酶活性均表現(xiàn)出一定的激活，其中濃度越高激活作用越明顯，但總體而言，激活作用不是非常顯著。土壤細菌的變化與酶活性的變化基本一致，這可以解釋為土壤過氧化氫酶部分來自土壤微生物。相對于對照，施加各種濃度的除草劑1天后，土壤過氧化氫酶活性均表現(xiàn)出一定的激活，且除草劑濃度越高則激活作用越明顯3、有機污染對土壤微生物活性的影響第四十五頁，共五十五頁，2022年，8月28日在土壤有機污染物和農藥污染診斷方面，李慧等(2005)對長期污灌造成石油污染的石油烴(TPH)含量不同的土壤進行酶活性的測定，結果表明：土壤脫氫酶、過氧化氫酶、多酚氧化酶，與土壤中(TPH)含量呈顯著正相關，而與脈酶活性與土壤中(TPH)含量呈顯著負相關。菲與芘污染的土壤，土壤脲酶、磷酸酶、脫氫酶活性均受到一定的影響，而過氧化氫酶活性沒有影響(宮漩等，2004)。土壤脲酶活性受不同濃度除草劑阿特拉津的影響，低濃度阿特拉津對脈酶活性有一定刺激作用，而高濃度阿特拉津對脈酶活性有明顯的抑制作用(王金花等，2004)。除草劑莠去津對過氧化氫酶活性的影響表明，莠去津的濃度<150ug/g，隨著濃度的升高，對過氧化氫酶活性激活作用有所增加(胡曉捷等，2004)。第四十六頁，共五十五頁，2022年，8月28日有機污染對微生物種群功能活性的影響四個平行的活性污泥反應系統(tǒng)中細菌種群對氨基酸類碳源的利用，在30h這個時間點對照組碳源利用得很少。這是由于Biolog微平板反應池中一定濃度的氨基酸對接種的細菌種群造成一定的毒性，沒有添加五氯苯酚的對照組其細菌種群不能馬上適應氨基酸的毒性，因而對該碳源的利用活性的表現(xiàn)得相對滯后，

而添加不同濃度五氯苯酚的樣品組，其細菌群落結構受五氯苯酚的影響已經發(fā)生了改變，能較快地適應這樣的毒性。

由于對照組細菌種群的種群密度及結構多樣性要優(yōu)于樣品組，因此隨著該種群對氨基酸類碳源的逐步適應，42h后對照組對氨基酸類碳源的利用程度高于樣品組。說明五氯苯酚的加入一方面增強微生物種群對某些毒物的適應能力，另一方面五氯苯酚使細菌種群密度和多樣性減少。五氯苯酚對微生物活性抑制研究表明(李萍，2007)：第四十七頁，共五十五頁，2022年，8月28日土壤有機物污染的微生物修復土壤中大部分有機污染物可以被微生物降解、轉化，并降低其毒性或其完全無害化。微生物降解有機污染物主要依靠兩種作用方式:①通過微生物分泌的胞外酶降解;②污染物被微生物吸收至其細胞內后，由胞內酶降解。微生物從胞外環(huán)境中吸收攝取物質的方式主要有主動運輸、被動擴散、促進擴散、基團轉位及胞飲作用等。土壤微生物修復技術是在適宜條件下利用土著微生物或外源微生物的代謝活動，對土壤中污染物進行轉化、降解與去除的方法。第四十八頁，共五十五頁，2022年，8月28日微生物降解有機分子的主要途徑以除草劑2，4-D的降解為例：當2，4-D稀溶液不斷通過土壤團粒土柱循環(huán)滲濾時，2，4-D濃度逐漸下降，其過程有三個階段：第一個階段，2，4-D濃度稍有下降，表明有少量2，4-D被吸附在土粒上；第二個階段持續(xù)較長，2，4-D濃度基本上無變化，即進入了“滯后期”，在這個期間微生物或發(fā)生突變或逐步對化合物產生適應而開始生長繁殖；第三階段，適應2，4-D的微生物大量繁殖，即進入“富集期”，2，4-D濃度就呈對數(shù)形式迅速下降，直到被微生物耗盡為止。如再接著增施第二次2，4-D時，2，4-D就以同