重金属cd、zn、cu、pb污染下土壤生物效应及机理-王彬.docx

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1、西南大学 硕士学位论文 重金属 Cd、 Zn、 Cu、 Pb污染下土壤生物效应及机理 姓名：王彬 申请学位级别：硕士 专业：植物营养 指导教师：徐卫红 20080501 重金属 Cd、 Zn、 Cu、 Pb污染下土壤生物效应 及机理 植物营养学专业硕士研究生王彬 指 导 教 师 徐 卫 红 副 教 授 摘要 土壤的重金属污染问题一直是国内外土壤学、环境科学研究的热点。由于重金属在土壤 中难以降解，毒性强，具有积累效应等特征，研究重金属污染下的土壤生物效应，即重金属 对土壤微生物、土壤酶活性的影响己受到广泛关注。重金属污染土壤及其修复，过去一直采 用化学方法来评价，随着土壤微生物污染生态研究的不

2、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。近年来，国内外学者就重金属污染土壤 生物、生态效应作了大量的研究工作。并在重金属污染土壤的微生物学评价中取得一定的研 究成果。但由于在自然条件下，土壤微生物及酶活性受植被、季节、灌溉、耕作等因素的影 响，检测结果差异很大。在自然生态系统中，重金属污染主要以复合污染存在，土壤生态系 统中的复合污染具有多 样性、复杂性的复合效应机制，包括重金属间的协同作用、拮抗作用、 竞争作用和抑制作用等等，因此，在揭示重金属污染土壤的生物效应时，开展重金属复合污 染生物学研究更具有理论和实践意义。本文采用室内恒温培养试验、盆栽试验、

3、野外重金属 矿区调査及相关分析相结合的研究方法，探讨了重金属 Cd、 Zn、 Cu、 Pb复合污染下土壤的生 物效应，为重金属污染土壤的修复、环境质量评价及建立有效的土壤重金属污染预警指标体 系提供理论依据。本研究主要取得如下一些结果： 1. 矿区土壤由于遭受重金属污染，其理化性质受到严重影响，距离矿口越近， 土壤 pH 越低，有机质、有效 N、 P、 K的含量也越来越低，即土壤肥力越低。矿区重金属污染土壤的 酶活性较对照（距矿口 10 米）显著降低，且随着距矿口距离的增加，酶活性越来越髙， 表明矿区土壤不同区位段上的土壤酶活性存在着显著差异，矿区重金属污染对 5种酶的抑制 能力为脱氢酶 酸性

4、磷酸酶 脲酶 过氧化氢酶 蔗糖酶。矿区重金属污染对土壤微生物活 性产生了严重的影响，其中细菌和放线菌的数量明显下降，而真菌变化幅度相对较小。随着 距矿口距离越近即随矿区重金属污染程度的加剧，土壤微生物受到的抑制程度明显增强，微 生物活体数量、微生物生物量碳、氮显著下降，而微生物生物量 C/N却明显升高。 2. 在恒温（ 25。 0培养条件下，供试土壤的酶活性与土壤中重金属镉、锌、铜、铅浓度 有密切的关系， Cd在 acid phosphatase urease catalase saccharase. The heavy metals inhibited soil microbial acti

5、vities, and the number of soil microbes, the soil microbial biomass carbon (C) and nitrogen (N) remarkable decreased with increasing of the distance from the mining site, but the C: N ratio of the soil microbial biomass increased* The bacteria and actinomycosis in soil markedly decreased while the.f

6、ungus was relatively stable. 2. Under constant temperature (25*0 culture, the activities of urease and invertasc in soil increased at CdlO mg kg1 and the activities of urease, invertase, dehydrogenase and catalase in soil were enhanced at Pb 彡 200 mg kg The activities of soil enzymes decreased with

7、increasing of heavy metal level at Zn and Cu treatments and at Cd and Pb treatments which levels were more than 10 mg kg1 (Cd) and 200 mg kg1 (Pb). Significant decline of soil enzymes was found at high heavy metal level. 3. Different effects of heavy metals on different soil mtemperature (25 “ cultu

8、re. The activities of soil bacteria， fungus and microbial biomass C and N increased at low heavy metal level, but remarkable decline was found at high heavy metal level. The toxicity of heavy metals on soil microbes was in the order of CdCu and ZnPb. 4. The effect of combined pollution of cadmium, z

9、inc, copper and lead on soil enzymes and microbes was greater than the individual heavy metal. The influence of combined pollution was not a simple superposition, including coordination and the counteraction. The coordination was found among Cd, Zn and Cu and the counteraction was observed between P

10、b and Cd, Pb and Zn, and Pb and Cu. 5. Except for urease, the activities of soil enzymes and microbes decreased first, and then increased with increasing of time under heavy metal pollution at constant temperature (25*0 culture. The lowest activities of soil enzymes were observed at 20th day. The ac

11、tivity of urease decreased with increasing of time in Cd and Cu contaminated soil. The number of soil microbes, and the soil microbial biomass C and N also decreased first and then increased with increasing of cultural The high inhibition of heavy metals on soil microbe number, and ；he soil microbia

12、l biomass C and N were found at 20th day. 6. In pot experiment, a stimulation on growth of rape (Brassica napus L.) was observed in Pb 100 mg/kg), but high inhibition on rape biomass was found in other heavy metals. The shoot biomass decreased by 56.3%, 67.3%, 56.7% and 62.7%, and root biomass decre

13、ased by 38.2%, 42.2%, 38.2% and 40.2% at high heavy metal level compared to the control The greater decline of rape biomass was observed in combined pollution of Cd, Pb, Zn and Cu. The concentration of Cd and Pb was higher in shoot than in roots, but concentration of Cu and Zn was lower in shoot tha

14、n in roots. The similar changes of soil enzymes and microbes were found in culture experiment and pot experiment. However, the activities of soil enzymes 独创性声明 学位论文题目： -重金属 Cd、 Zn、 Cu、 Pb污染下土壤生物效应及机理 本人提交的学位论文是在导师指导下进行的研究工作及取得的 研究成果。论文中引用他人已经发表或出版过的研究成果，文中已加 了特别标注。对本研究及学位论文撰写曾做出贡献的老师、朋友、同 仁在文中作了明确说明

15、并表示衷心感谢。 学 位 论 文 作 者 ： 签 字 曰 期 . “ 年沴月 A曰 学位论文版权使用授权书 本学位论文作者完全了解西南大学有关保留、使用学位论文的规 定，有权保留并向国家有关部门或机构送交论文的复印件和磁盘，允 许论文被查阅和借阅。本人授权西南大学研究生院（筹）可以将学位 论文的全部或部分内容编入有关数据库进行检索，可以采用影印、缩 印或扫描等复制手段保存、汇编学位论文。 (保密的学位论文在解密后适用本授权书，本论文： 不保密， 保密期限至 年 月止 ） 。 学位论文作者签名： I祕 导师签名 签 字 曰 期 ： 年 f月 /0曰 签字曰期 : 年 月 A? 曰 文献综述 土壤

16、是人类赖以生存的物质基础，是生态系统的重要组成部分，也是食物链的一个重要 环节，然而目前耕地正受到各种污染物的侵蚀，其中重金属污染尤为严重。重金属矿藏的大 量开采加工，农业中化肥和农药的大量的、不合理的施用，工业废物以及生活垃圾等等， 都导致了土壤的重金属污染。重金属污染与人的健康息息相关，自日本发现 水俣病 的成因 以来，土壤的重金属污染问题一直成为国内外研究的热点。由于重金属在土壤中难以降解， 毒性强，具有积累效应等特征，研究重金属污染下的土壤生物效应，即重金属对土壤微生物、 土壤酶活性的影响己受到广泛关注。重金属污染土壤及其修复，过去一直采用化学方法来评 价，随着土壤微生物污染生态研究的

17、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。近年来，国内外学者就重金属污染土壤生物、生态效应 作了大量的研究工作。并在重金属污染土壤的微生物学评价中取得一定的研究成果。由于在 自然条件下，土壤微生物及酶活性受植被、季节、灌溉、耕作等因素的影响，检测结果差异 很大。因此，重金属污染土壤微生物、生态效应研究多在实验室进行，而不同实验室由于分 析方法不同，实验结果缺乏统一的表示方法，难于比较分析，有的结果甚至互相矛盾。因此， 对于重金属对农业、林业土壤污染的生物学效应己经成为一个极待研究和解决的课题。 1、重金属对土壤微生物的影响研究 所谓 土壤重金属污染是指

18、由于人类活动，使重金属含量明显高于原有含量，并造成环境 质量恶化的现象 11。由于重金属在土壤中的相对稳定，难降解，毒性强，有积累效应等特性， 它不仅严重危害植物生长，影响人畜健康，而且对土壤性质，尤其是土壤微生物产生明显不 良影响。表现在重金属污染不仅带来严重的土壤环境恶化，影响到土壤微生物的区系 .改变 微生物群落，降低生物量，影响其生物活性等方面。由于其在土壤中的难降解性，使微生物 生物量大大降低，破坏了微生物群落结构的稳定性，并降低了其生物活性，严重时甚至抑制 微生物的生长和代谢，这 也影响到土壤的质量和植物的生长，以致影响到人类的健康。而微 生物活动是土壤基础呼吸的主要来源，是土壤中

19、数量最多的生物类群，也是土壤的形成推动 者，它在一定程度上决定着土壤的基本性质，对土壤的肥力、营养元素的迁移、转化有重要 作用，而且对污染物的分解、净化也起一定作用 2。 1.1 土壤重金属污染的微生物效应及毒性 1.1.1重金属污染对土壤微生物活性的影响 当土壤受到外来重金属污染物污染时，微生物为了维持生存可能需要更多的能量，而使 土壤生物的代谢活性发生不同程度的反应 31。微生物的代谢熵是微生物活性反应指标之一，它 反映了单位生物量的微生物在单位时间里的呼吸作用强度 【 41。它是微生物对逆境的反应机理， 因此可以作为微生物生理的 一个敏感指标，反映重金属的污染程度。土壤微生物的代谢熵通

20、常都是随着重金属污染程度的增加而上升。等研究认为，含高浓度重金属的土壤中微 生物利用有机碳更多地作为能量代谢，以 C02的形式释放，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，土壤中的重金属含量的髙低影响了微生物的呼吸及代 谢，进 而影响了土壤的呼吸作用。张玲等研究了铅释矿区污染土壤的微生物活性，在矿口处 土壤基础呼吸为 33.69mg/kg.d,明显高于其他地段，在远离矿口 8004的地方土壤基础呼吸为 24.57mg/kg.d,明显高于对照的 4.06mg/kg.d,矿口土壤的土壤基础呼吸和微生物代谢商分别是 对照土壤的 1.6倍和 2.3倍。 Mcgrath7研究认

21、为，金属污染土壤的代谢熵是未污染土壤的 2倍。 Brooke， 1用 C14标记的葡萄糖和玉米为基质，研究土壤微生物对不同浓度的重金属的反应，发 现高度污染土壤的微生物比处于低污染的微生物更多的利用有机碳为能量，转化为 C02 ,而 低浓度污染的土壤微生物则更有效的利用有机碳转化为生物量碳。对英国 Macaulay牧场土壤的 研究发现，随铜浓度的升高，微生物呼吸速率迅速上升。滕应等 141对铅锌矿区的生物活性调 查也得到相似结果，重金属也影响微生物对能源碳的利用，通过 Biolog实验表明，用不同浓 度铜处理后，对糖的利用率增加，对氨基酸和羧酸的利用减少，随时间的推移，相同时间内 对碳源的利用

22、量有所降低，而且对能源碳的利用与对照相比，出现明显的滞后现象，对 碳源 的优先利用种类也发生变化，对照以消耗糖类为主，而铜处理的土样对其他碳源的利用率高 于对照样。同时生物活性的降低最终也会通过凋落物的分解速度缓慢看出。 Yaof91的研究表明， 重金属降低了土壤微生物对底物的利用水平，重金属污染区凋落树叶的分解速度慢于对照区， 对加拿大 Sudbury 座冶炼厂的调查表明，在离冶炼厂 1(M5 km的地方枯枝落叶层的聚集增加，； 在附近 8 km的范围内凋落树叶在 851天内的干重损失率是对照区的 79%83%，在镉含量 256 mg/kg的地区中，橡树叶的干重损失为 22%，而在镉含量为

23、88 mg/kg的地区，其干重损失为 37%。 重金属使微生物呼吸增强，代谢熵增大，而 CWC%降低。这是由于在此条件下，在微生物量 降低的同时，为维持生存可能需要更多能量，从而使微生物的代谢特性发生不同程度变化， 更多地释放 C02,从而导致土壤基础呼吸和微生物代谢熵的加剧。这也反映了污染后，微生物 活动从低水平向高水平，从稳定态向不稳定态的过渡。在实验室的生态毒性研究中，重金属 的加人使微生物代谢熵增加，但有人认为这和长期遭受污染的土壤微生物的熵值增加的原理 不 同，重金属杀死部分微生物，导致微生物细胞分解，增强代谢熵。这也是不全面的，还需 进一步研究。 Wilke研究了 12种污染物 (

24、As、 Be、 Br、 Cd、 Cr、 F、 Pb、 Hg、 Se、 Sn、 V和 Ni) 对氮素转化的长期影响，发现除 Se和 Sn外，其它污染物均抑制氮的矿化作用。重金属污染引 起微生物体内代谢过程的紊乱，也影响微生物的代谢功能，而微生物生理生化反应必然影响 到土壤的生化过程，改变了土壤的质量状况。等也研究认为，代谢熵是评价重金 属微生物效应的敏感指标，它可以反映出土壤重金属污染程度。 1.1.2重金属污 染对土壤微生物生物量的影响 土壤微生物生物量是指土壤中体积小于 5000 um3的生物总量 (不包括活的植物体 )， 它能代 表参与调控土壤中能量和养分循环以及有机质转化所对应生物量的数

25、量，而且土壤微生物碳 或氮转化速率较快，可以很好地表征土壤总碳或总氮的动态变化，是比较敏感的生物学指标 111。大量的研究表明，由于土壤重金属污染造成微生物生物量发生变化。杨济龙等 U1的研究 表明，蔬菜土壤中的微生物量与重金属浓度有负相关性。杨元根等 1131在英国阿波丁山市的土 壤调査中发现，城市工业污染区土壤的微生物生物量不同程度低于农村。滕应等 14的研究表 明，浙江铅锌银矿区土壤的微生物量明显偏低，可培养的细菌数量也显著降低。 “ 等 研究指出， Pb污染矿区土壤的微生物生物量受到严重影响，靠近矿区附近土壤的微生物生物 量明显低于远离矿区土壤的微生物生物量。等 nl研究结果表明，低浓

26、度的重金属能 刺激微生物生长，可增加微生物生物量碳，而高浓度重金属污染则导致土壤微生物生物量碳 的明显下降。在重金属复合污染的土壤中，当重金属总量达到 658 mg/kg时，生物量仅为对照 的 32 %,当重金属总量达 3446 mg/kg时，生物量为对照的 22%，生物量碳与土壤有机碳比值较 对照下降。 Khan15 等采用室内培养实验，研究了 Cd、 Pb和 Zn对红壤微生物生物量的影响，当 其浓度分别为 30 ug/g、 450 ug/g、 150 ug/g时导致微生物生物量的显著下降。土壤环境因素也 影响重金属污染对土壤微生物生物量的大小。研究表明，在土壤中加入微量的镉，能使土壤 细菌

27、数目由每克土壤 4800X104个减少为 2000个 161。蔡信德等 171的研究表明，某些微生物的必 需微量元素镍，浓度略高于正常值 便成为一种极毒元素。同种金属对不同种类的微生物影响 也不同。许炼烽 18的研究表明，镉对真菌的抑制作用最明显，其次为细菌。以上研究都说明 重金属污染对土壤微生物生物量的影响。 1.1.3重金属对微生物种群结构的影响 土壤微生物种群结构是表征土壤生态系统群落结构和稳定性的重要参数。由于土壤微生 物通常都和土壤粘土矿物质和有机质结合在一起，生理和形态差异很大，目前对微生物种群 进行定量分析还存在很大困难。而 Biolog碳素法是近年来发展起来的根据微生物利用碳源

28、引 起的指示剂的变化，检测不同的微生物群落结构的先进方法 1它对细菌群落测定的重现性 较好，能区分不同土壤类型的微生物群落结构，及同一类型土壤下种植不同植物产生的群落 结构差别。 Knight2 I己经将 Biolog法应用于评价重金属污染对微生物群落结构的影响。 Kellpl 等用此法发现锌会影响土壤微生物的群落结构和功能多样性。 Bruce【 2的研究也表明在农田土 壤中，锌含量超标会大大降低土壤微生物的多样性。各类菌对重金属的敏感程度不同，对污 染的耐性也不同。研究表明，一般表现为真菌 细菌 放线菌，这便会引起微生物种群结构的 变化。 Roane123等通过 DNA分析，检测镉污染及无污

29、染的土壤中的微生物组成，结果发现， 镉污染的土壤中可培养的微生物数量减少，但分离出抗性微生物，其中的假单胞菌随镉浓度 的提高，其抗性也提髙。 Suhadolic241等的研究表明，污染重的土壤中耐性细菌比轻污染的土 壤中的耐性细菌数量多，土壤受锌、铅污染后，对固氮菌、纤维分解菌、木霉等菌类起抑制 作用，但耐性较强的大豆根瘤菌和含脂刚螺菌比无污染和污染较轻的土壤多。在铝对微生物 影响的研究中，发现随铝浓度的提高，氨化 细菌、硝化细菌和反硝化细菌的数量均增加，但 当铝质量分数大于 1.3 g/kg时，对它们表现不同程度的抑制。当大于 1.7 g/kg时，对氨化细菌抑 制为 50,而硝化和反硝化细菌

30、几乎无法存活。同时有害的丝状真菌数量增加，有益固氮菌的 数量减少 【 251。腾应等 261采用 Biolog法分析矿区侵蚀土壤微生物的群落多样性，发现微生物群落 结构在污染与对照土壤中有很大不同：在污染最严重的土样中， Biolog板的颜色变化最慢，总 体的平均吸光值也最低。随重金属含量的降低，这些 指数都呈上升趋势；同时矿区侵蚀土壤 微生物群落的 Shannon指数明显低于对照土壤，最低的为 0.997,指数的平均值是对照土壤的 57.34 %。Eric1271用 DNA方法研究铜污染，通过分析 DNA的不均匀性来反映种群的结构特性， 根据单链DNA变性重组速率，可知道种群的差异。杨元根

31、1281等的研究表明，在铜浓度高的土 壤中，由于其对微生物的损伤有长期性，造成了微生物群落结构发生变异，加入铜的时间越 长，这种改变越明显。可见重金属污染导致群落的变异性增大，而降低了群落的稳定性。 一般认为重金属污染会减少微 生物对单一碳底物的利用能力，减少群落的多样性 “ 有研 究表明，在土壤微生物发生明显变化以前，整个微生物区系已经发生质的变化，不适应的微 生物数量下降，适应生长的微生物数量增大并积累 291。理论上会有两种或两种以上更具耐性 的物种来填补，从而丰富了微生物系统，抗性微生物通常由于生理适应或基因改变而取代敏 感种。有人认为在重金属的胁迫下，细胞代谢及微生物功能的改变，引起

32、微生物的生存力和 竞争力发生变化而导致种群大小的改变 t301。 因此，重金属胁迫对微生物种群结构产生一定影 响。但从微生物进化的角度来看，适当浓度的重金属，对物种的多样性，以及提高微生物的 抗性、耐性机制，有一定的积极作用。 1.1.4重金属污染对微生物的生态毒性 土壤重金属浓度增加时就会影响甚至抑制微生物的生长及代谢活动。某些非生物学功能 的重金属，如 Cd等在其浓度很低时即有高毒性 P11。 Cd对细胞具有致突变效应，导致 DNA链断 裂， Cd可与含羧基、氨基，特别是含巯基的蛋白质分子结合，而使许多酶的活性受到抑制和 破坏，使肾、肝等组织中的酶系功能受到损害。 Pb可与体内一系列蛋白质

33、、酶和氨基酸内的 功能团相结合，从 多方面干扰机体的生化和生理功能，可造成细胞膜的损伤，破坏营养物质 的运输 321。 Haanstra331等研究表明：对 As、 Cd、 Cr、 Cu、 Pb、 Ni、 Zn复台污染的土壤，重金属总量 达到 658.7mg/kg时土壤微生物生物量仅为对照 (121.0mg/kg)的 32%,而当重金属总量为 3446.6 mg/kg时，土壤微生物量只有对照的 22%。另外，土壤微生物区系结构的研究表明，同样在 As、 Cd、 Cr、 Cu、 Pb、 Ni、 Zn复合污染的土壤中，重金属总量达到 658.7mg/kg时，细菌和真菌生 物量分别较对照 （ 121.0mg/kg)下降 29%和 45%,当重金属总量达到 3446.6 mg/kg时，分别下降 81% 和 85%1341。 1.2微生物对污染土壤中重金属环境化学行为的影响 1.2.1微生物对重金属活性的影响